DQA VS Funcionamento do Ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever

DIRETIVA QUADRO DA ÁGUA VS. FUNCIONAMENTO DO ECOSSISTEMA: EXEMPLO DA BARRAGEM CRESTUMA-LEVER Nelson Luís Ramos Ferreira da Silva Mestrado em Biologia e Gestão da Qualidade da Água Departamento de Biologia 2013 Orientador Doutora Sara Cristina Ferreira Marques Antunes, Professora Auxiliar Convidada do Departamento de Biologia da Faculdade de Ciências da Universidade do Porto Coorientador Doutora Maria da Natividade Vieira, Professora Associada com Agregação do Departamento de Biologia da Faculdade de Ciências da Universidade do Porto FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 1 Todas as correções determinadas pelo júri, e só essas, foram efetuadas. O Presidente do Júri, Porto, ______/______/_________ FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 2 Dissertação submetida à Faculdade de Ciências da Universidade do Porto, para a obtenção do grau de Mestre em Biologia e Gestão da Qualidade da Água, da responsabilidade do Departamento de Biologia. A presente tese foi desenvolvida sob a orientação científica da Doutora Sara Cristina Antunes, Professora Auxiliar Convidada do Departamento de Biologia da FCUP; e co-orientação científica da Doutora Maria Natividade Vieira, Professora Associada com Agregação do Departamento de Biologia da FCUP. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 3 “Só é impossível se for para ontem.” FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 4 Agradecimentos Às minhas orientadoras, Professora Doutora Sara Antunes e Professora Doutora Natividade Vieira, pelas saídas de campo, ajudas no laboratório, pela disponibilidade total, motivação e apoio não só académico mas também pessoal; Aos meus familiares pelas preocupações partilhadas, pelo mau feitio suportado, pelas tristezas e angústias atenuadas; Ao Daniel Ferraz, Enio Pimenta, Rute Ferraz, Joana Malheiro, Christophe Afonso, Carla Soares, Lisa Teixeira, Joana Moreno e Zoé Sá (entre muitos outros) pelas noites bem passadas, pela força incutida, pelo abraço, pelo tempo despendido de bom grado, e pelos sorrisos arrancados; A todos os colegas de laboratório pela louça lavada, pela ajuda preciosa nos ensaios, pelas conversas e por todos os detalhes que embora não relatados nunca serão esquecidos; Ao Eng.º Francisco van Zeller, Eng.º João Paulo Graça e ao Nelson Pascoal pelo tempo cedido para a execução da tese, pela entreajuda mas principalmente por me fazerem acreditar que “só é impossível se for para ontem”; Àqueles que não foram mencionados e que direta ou indiretamente influenciaram o aparecimento deste trabalho; Um enorme obrigado! “Sozinhos chegamos mais rápido… juntos chegamos mais longe!”. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 5 Resumo A Diretiva Quadro da Água (DQA) iniciou um novo regime na política europeia de gestão da qualidade da água, estendendo a proteção a todas as águas naturais, com o objetivo de conseguir alcançar o seu bom estado e conservação até 2015. De acordo com esta Diretiva todas as águas devem ser objeto de estudo e proteção, introduzindo-se o conceito de gestão baseada em bacias hidrográficas, a noção de uso sustentável da água (princípio do utilizador/pagador) e o controlo da poluição. Para esta avaliação, e de acordo com estudos que permitiram implementar e definir as ações previstas na DQA, definiram-se indicadores de qualidade nomeadamente os elementos de qualidade biológica, os elementos químicos e físico-químicos. A água é um recurso natural com características muito especiais, indispensável ao homem e aos outros seres vivos, sendo assim de extrema importância assegurar a boa qualidade da mesma. Deste modo, o objetivo da presente dissertação foi avaliar o estado ecológico da água da albufeira de Crestuma-Lever (do Norte de Portugal), através de duas abordagens complementares. Por um lado, foi realizada a caraterização física e química às amostras de água recolhidas, de acordo com os elementos físicos e químicos de suporte geral propostos pela DQA. Numa perspetiva complementar, e no intuito de avaliar a funcionalidade do ecossistema foram realizados ensaios de alimentação com Daphnia magna, em que se avaliou a taxa de inibição alimentar de D. magna quando esta foi exposta a amostras de água recolhidas na albufeira. Assim, e durante o período de outubro de 2012 a setembro de 2013, foram recolhidas amostras de água, com uma periodicidade mensal, em dois pontos na albufeira de Crestuma-Lever (na margem oposta à ETA de Crestuma-Lever e dentro da Marina Angra do Douro). Os resultados dos parâmetros físicos e químicos de suporte geral, obtidos in situ e em laboratório (abordagem DQA) indicam que a água recolhida nos dois pontos de amostragem dentro da albufeira, apresenta uma classificação inferior a bom na maioria dos meses amostrados. Os resultados obtidos com os testes de inibição alimentar demonstraram que a qualidade da água da albufeira não apresenta alterações negativas para os cladóceros.. No entanto, a albufeira de Crestuma-Lever deverá continuar a ser alvo de monitorização e acções de preservação no sentido de manter ou melhorar a qualidade da água. Palavras-chave: Albufeira de Crestuma-Lever, Daphnia magna, monitorização sensu DQA, ensaios de alimentação, parâmetros físico-químicos, qualidade da água. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 6 Abstract The Water Framework Directive (WFD) began a new regime in the European management of water quality, extending protection to all natural waters, in order to achieve its good condition and conservation until 2015. According to this Directive all natural waters should be studied and protected, introducing the concept of management based on river basins, the notion of sustainable water use (principle of user/payer) and pollution control. For this evaluation, and according to studies that allowed the implementation and definition of the actions foreseen by the WFD, quality indicators were defined including the biological quality elements, chemical and physicochemical elements. Water is a natural resource with very special features, essential to humans and other living beings and it is of utmost importance to ensure its good quality. Thus, the aim of this thesis was to evaluate the ecological status of Crestuma-Lever reservoir (North of Portugal), through two complementary approaches. On one hand, the physical and chemical characterization of water samples was performed accordingly to the general physical and chemical parameters proposed by the WFD. In a complementary perspective, and in order to evaluate the ecological status according to a functional perspective feeding trials were conducted with Daphnia magna, which evaluated the rate of feeding inhibition when Daphnia was exposed to water samples collected in the reservoir. Thus, during the period october 2012 to september 2013, water samples were collected, on a monthly basis, at two points on the Crestuma-Lever reservoir (on the opposite margin of the ETA Crestuma-Lever, and within the Marina Angra do Douro). The results of the general physical and chemical parameters obtained in situ and in laboratory (approach WFD) indicate that water collected in the two sampling points within reservoir showed a less than good classification in almost months. The results obtained with feeding inhibition assays revealed that reservoir water quality does not show negative modifications in cladocerans community. However, the Crestuma-Lever reservoir should continue being a target of monitoring and conservation actions in order to maintain or improve its water quality. Keywords: Crestuma-Lever reservoir, Daphnia magna, WFD monitoring, feeding inhibition, physicochemical parameters, water quality. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 7 Índice 1. INTRODUÇÃO 12 1.1 Caraterização das albufeiras 14 1.1.2 Albufeiras em Portugal 18 1.2 Diretiva Quadro da Água 19 1.3 Avaliação da qualidade da água em albufeiras 22 Avaliação biológica 22 Avaliação hidromorfológica 24 Avaliação química e físico-química 25 1.4 Metodologias alternativas e/ou complementares à DQA 29 1.5 Objetivos 33 2. MATERIAL E MÉTODOS 35 2.1 Caraterização do local de estudo 35 2.2 Amostragem 38 2.3 Procedimentos laboratoriais 38 2.4 Ensaios de inibição alimentar 39 2.5 Análise estatística 42 3. RESULTADOS 44 4. DISCUSSÃO 51 5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 60 FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 8 Lista de figuras Pág. Figura 1. Evolução do processo de eutrofização de lagos e albufeiras. Associação entre o uso e ocupação do solo e a eutrofização (adaptado de Von Sperling, 1996). 16 Figura 2. Vista geral da barragem de Crestuma-Lever (fotografia de Nelson Silva, 2013). 35 Figura 3. Vista geral da ETA de Lever (adaptado de http://www.addp.pt/) 36 Figura 4. Vista geral da Marina Angra do Douro (adaptado de http://www.marinaangradodouro.pt/). 37 Figura 5. Localização geográfica da Barragem de Crestuma-Lever e sua posição relativa à Marina Angra do Douro e ETA de Lever (adaptado de Google maps). 37 Figura 6. Classificação taxonómica. Daphnia magna (Straus, 1820) 40 Figura 7. Variação dos parâmetros físicos e químicos medidos in situ nos dois pontos de amostragem ao longo do período do estudo. 45 Figura 8. Variação dos nutrientes quantificados nas amostras de água recolhidas nos dois pontos de amostragem ao longo do período do estudo. Os dados apresentados são referentes à média de 3 réplicas e as barras correspondem ao desvio padrão calculado. 46 Figura 9 Variação da taxa alimentação de D. magna quando exposta às amostras de águas naturais recolhidas nos dois pontos de amostragem ao longo do período do estudo em relação ao controlo. Os dados apresentados são referentes à média e as barras correspondem ao desvio padrão calculado. 48 FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 15 sílica (Si) (Friedl, 2002). O aumento do tempo de residência, através da diminuição da evaporação, do acréscimo da temperatura da água e da diminuição do oxigénio, conduz a um aumento da concentração de sais dissolvidos. Para além disto, quer o aumento do tempo de residência, quer a produção autóctone de biomassa, vão alterar a biogeoquímica dos sedimentos e podem conduzir à libertação de metais pesados. A libertação de metais retidos em solos e sedimentos está diretamente relacionada às formas físico-químicas de retenção, que por sua vez são controladas por reações químicas e processos físicos que dependem do pH, da capacidade de troca catiónica, do teor de matéria orgânica, bem como da constituição mineralógica do solo (Plassards et al., 2000; Alleoni et al., 2005; Matos et al., 2001; Lacerda, Solomons, 1998).Todas estas transformações e alterações no equilíbrio do ecossistema aquático influenciam a qualidade da água. O armazenamento de água em albufeiras permite que se atinja um equilíbrio mais ou menos estável ao longo de todo o ano entre a água existente e as necessidades de consumo da mesma. Assim, existe uma necessidade reduzida da dependência do regime natural da água, tanto em caso de escassez como em caso de grandes excessos. Estas reservas de água são também grandemente afetadas por contaminação difusa recebendo, por vezes, efluentes domésticos e industriais sendo também o último recetor da escorrência de solos agrícolas e florestais (substancialmente ricos em pesticidas). Estes "inputs" nos ecossistemas aquáticos, nomeadamente nas albufeiras, levam ao aumento de concentração de nutrientes, materiais sólidos e matéria orgânica, que conduzem à deterioração significativa da qualidade da água. A entrada excessiva desses nutrientes no ecossistema leva a que este seja incapaz de repor o equilíbrio pelos níveis tróficos superiores ocorrendo um aumento acelerado da produtividade primária (nomeadamente fitoplâncton), ocorrendo o fenómeno de eutrofização. A redução da transparência da água, a alteração da sua coloração, odor e sabor são também algumas consequências resultantes do aumento de concentração de nutrientes e consequente facilitação de blooms de microalgas (Aubry & Elliott, 2005). O fitoplâncton necessita de uma grande variedade de nutrientes para crescer mas, geralmente, apenas o fósforo e/ou o azoto estão em défice nos sistemas aquáticos sendo, por isso, os fatores que limitam o seu crescimento. Deste modo, o processo de eutrofização resulta, na maioria das vezes, do aumento excessivo destes nutrientes (sobretudo do fósforo) que permite um incremento muito rápido do fitoplâncton, com a incapacidade do zooplâncton de repor à mesma velocidade o equilíbrio no ecossistema (Levinton, 2001). A eutrofização pode ter origem natural ou ser uma consequência da atividade humana (Figura 1). Quando a origem é natural, o sistema aquático torna-se eutrófico muito lentamente e o ecossistema mantém-se em equilíbrio. Geralmente, a água mantém-se com FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 16 boa qualidade para o consumo humano e a biodiversidade mantém-se estável. Nos casos em que a eutrofização resulta de atividades antropogénicas, o processo é bastante mais rápido, os ciclos biológicos e químicos podem ser interrompidos e, na maior parte dos casos, o sistema entra num rápido processo de deterioração (Levinton, 2001). As fontes de nutrientes mais comuns geradas pelas atividades humanas são a lixiviação dos campos agrícolas (devido à utilização de fertilizantes), os efluentes industriais, os efluentes das áreas urbanas e a desflorestação. Todas elas provocam a libertação para os ecossistemas aquáticos de grandes quantidades de nutrientes que ficam disponíveis para o crescimento do fitoplâncton. Figura 1Evolução do processo de eutrofização de lagos e albufeiras. Associação entre o uso e ocupação do solo e a eutrofização (adaptado de Von Sperling, 1996). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 17 O Índice do Estado Trófico tem por finalidade classificar corpos de água em diferentes graus de trofia, ou seja, avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientes e seu efeito relacionado ao crescimento excessivo das algas ou ao aumento da infestação de macrófitas aquáticas (ANA, 2013). Para a avaliação do estado trófico das albufeiras recorre-se normalmente à caraterização de certos parâmetros físicos e químicos na água, nomeadamente a concentração de fósforo total, clorofila a e profundidade visível do disco de Secchi. As Tabelas 1 e 2, apresentam um resumo de critérios de classificação do estado trófico de massas de água, segundo diversas entidades. Por último, em Portugal, quando se utiliza o critério da Unesco para classificação do estado trófico, não se utiliza o parâmetro fauna piscícola, por questões biogeográficas, nem o parâmetro de percentagem de saturação de oxigénio, por questões climáticas, pelo que na Tabela 2, estes dois parâmetros não foram mencionados. Tabela 1 - Critérios de Classificação do estado trófico de massas de água fortemente modificadas. Parâmetro Oligotrofia Mesotrofia Eutrofia Classificação do estado trófico segundo o Plano Nacional da Água (PNA) (2002) Fósforo total (mg P/m3) < 10,0 10,0 - 50,0 > 50,0 Biomassa clorofilina (mg/m3) < 2,5 2,5 - 15,0 > 15,0 Classificação do estado trófico, INAG –Diretiva das Águas Residuais Urbanas Fósforo total (mg P/m3) < 10,0 10,0 - 35 > 35 Biomassa clorofilina (mg/m3) < 2,5 2,5 - 10,0 > 10,0 % Saturação de O2 - - < 40 Classificação do estado trófico segundo OCDE (1982) Fósforo total (mg P/m3) < 10,0 10,0 - 35 > 35 Biomassa clorofilina (mg/m3) < 2,5 2,5 - 8 > 8 Máximo biomassa clorofilina (mg/m3) < 8 8 - 25 < 25 Profundidade de Secchi (m) > 6 6 - 3 < 3 Profundidade mínima de Secchi (m) > 3 3 - 1,5 < 1,5 FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 18 Tabela 2 - Critério de Classificação do estado trófico segundo UNESCO, 1992 (adaptado de Deborah Chapman). Parâmetro Ultraligotrofia Oligotrofia Mesotrofia Eutrofia Hipertrofia Fósforo total (mg P/m3) 4,0 10,0 10,0 - 35 35 - 100 100,0 Média biomassa clorofilina (mg/m3) 1,0 2,5 2,5 - 8 8 - 25 25,0 Máximo biomassa clorofilina (mg/m3) 2,5 8,0 8 - 25 25 - 75 75,0 Profundidade média de Secchi (m) 12,0 6 6 - 3 3 - 1,5 1,5 Profundidade mínima de Secchi (m) 6,0 3,0 3 - 1,5 1,5 - 0,7 0,7 Assim, e de acordo com as tabelas apresentadas, os critérios de classificação do estado trófico dividem-se essencialmente em: Oligotrófico – corresponde a lagos ou albufeiras limpas, de baixa produtividade primária, e em que não ocorrem interferências indesejáveis sobre o uso da água. Mesotrófico – corresponde a lagos ou albufeiras com produtividade primária intermédia, com possíveis implicações sobre a qualidade da água, mas em níveis aceitáveis, na maioria dos casos. Eutrófico – corresponde a lagos ou albufeiras com alta produtividade primária em relação às condições naturais, de baixa transparência, em geral afetados por atividade antropogénicas, em que ocorrem alterações indesejáveis na qualidade da água e interferências nos seus múltiplos usos. 1.1.2 Albufeiras em Portugal A partir da década de 50 do século XX foi promovida a construção de numerosos aproveitamentos hidroelétricos (Leitão & Lopes, 2000). As águas armazenadas após estas construções - barragens - têm normalmente como finalidades principais a irrigação agrícola, a produção de energia elétrica e o abastecimento de água para consumo humano. No entanto, proporciona também outros usos, nomeadamente a construção de estabelecimentos hoteleiros, casas de férias, parques de campismo, bem como o desenvolvimento de variadas atividades recreativas e desportivas. Ao nível industrial referese a tendência para instalação de pisciculturas. Naturalmente, as atividades que surgem como consequência da criação da albufeira não podem pôr em causa as atividades para as quais, prioritariamente esta foi construída, apesar de inevitáveis incompatibilidades (Casado, 2007). No entanto, a qualidade da água de uma albufeira, além dos seus usos, depende das atividades que se desenvolvem nas suas margens. Pode-se dizer que a mesma está intimamente relacionada com o uso que se faz do solo em seu redor (Mota, 1981). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 19 À medida que o ambiente é urbanizado, a contaminação das águas superficiais, caraterizada pelos rios e albufeiras, ocorre devido aos seguintes fatores: a) Escorrências de poluentes de esgotos domésticos ou industriais, através das ligações clandestinas; b) Escorrências pluviais agregadas a lixo urbano; c) Escoamento superficial que drena áreas agrícolas tratadas com pesticidas ou outros compostos; d) Drenagem de águas subterrâneas contaminadas (Tucci, 2002). Portugal apresenta um número reduzido de massas de água doce naturais, sendo que os ecossistemas aquáticos portugueses historicamente dominantes são os fluviais. Contudo, devido à irregularidade da precipitação, criaram-se artificialmente massas de água lênticas (albufeiras) para acumulação e uso da água, existindo atualmente mais de uma centena de grandes albufeiras e milhares de pequenos represamentos (açudes e pequenas represas), construídos ao longo dos últimos dois séculos. 1.2 Diretiva Quadro da Água A Diretiva Quadro da Água (DQA) (Diretiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do Conselho, aprovada em setembro de 2000) é o principal instrumento da Política da União Europeia relativa à água. Esta estabelece um quadro de ação comunitária para a melhoria e proteção da qualidade das águas de superfície interiores, das águas de transição, das águas costeiras e das águas subterrâneas, garantindo que todos os ecossistemas que dependam da água tenham um funcionamento adequado e que todos os usos da água só possam ser aceites se não colocarem em causa o bom funcionamento dos ecossistemas. A Diretiva 2000/60/CE (Diretiva Quadro da Água) foi transposta para a ordem jurídica nacional pela Lei n.º 58/2005 de 29 de dezembro (Lei da Água - LA) e pelo Decreto-Lei nº 77/2006, de 30 de março. Ao nível nacional, os desenvolvimentos mais importantes para o planeamento e gestão dos recursos hídricos compreendem o Plano Nacional da Água (PNA) e os Planos de Bacia Hidrográfica (PBH). O Plano Nacional da Água é elaborado de acordo com o Decreto-Lei nº 45/1994 de 22 de fevereiro e é um documento que define orientações de âmbito nacional para a gestão integrada dos recursos hídricos, fundamentadas em diagnóstico atualizado da situação e na definição de objetivos a alcançar através de medidas e ações (INAG, 2001). Este plano tem como objetivos a definição de estratégias nacionais para a valorização e proteção dos recursos hídricos, no quadro de ordenamento jurídico nacional e comunitário, bem como a articulação de estratégias de planeamento das bacias hidrográficas. Articulados com o PNA FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 20 surgem os Planos de Bacia Hidrográfica, que têm por objeto espacial as bacias hidrográficas, distinguindo-se os PBH das bacias luso-espanholas (Minho, Lima, Douro, Tejo e Guadiana) e os PBH das bacias hidrográficas totalmente integradas no território nacional (Cávado, Ave, Mondego, Lis, Mira, Leça, Vouga, Sado e ainda as pequenas bacias hidrográficas das regiões do Oeste e Algarve). Com a entrada em vigor da DQA em 2000, foi necessário efetuar uma revisão da legislação nacional, tendo sido publicado a Lei da Água (Lei nº 58/2005) que assegura a sua transposição. Esta lei estabelece as bases e o quadro institucional para a gestão sustentável das águas em Portugal. Estas políticas envolvem a gestão integrada dos recursos hídricos no quadro das bacias hidrográficas definidas pelos respetivos limites topográficos independentemente dos limites administrativos, englobando, assim, todos os meios hídricos de uma bacia hidrográfica: rios e canais, lagos e albufeiras, aquíferos, estuários e águas costeiras (Diretiva 2000/60/CE). As águas superficiais, em particular os rios, constituem uma das principais fontes de abastecimento de água e direta ou indiretamente constituem o suporte da vida das mais variadas espécies de flora e fauna, pelo que a preservação da qualidade é fundamental para satisfazer a procura e as necessidades das várias atividades e organismos que dela dependem (Vieira, 2007). O estado das águas de superfície é a expressão global do estado em que se encontra um determinado meio hídrico de superfície, definido em função do pior dos estados, ecológico ou químico, desse meio. Assim, o bom estado das águas de superfície é o estado em que se encontra uma massa de água quando os seus estados ecológicos e químico são considerados como pelo menos, “bons” (INAG, 2009). O estado ecológico de uma massa de água de superfície de um dado tipo é definido principalmente pelo desvio entre as caraterísticas das comunidades de organismos aquáticos (flora aquática, invertebrados bentónicos e peixes) que estão presentes em condições naturais (condições de referência) e as caraterísticas dessas mesmas comunidades quando sujeitas a uma pressão (descarga de um efluente urbano, extração de areias, etc.). O estado ecológico é ainda caraterizado por parâmetros físico-químicos (temperatura, oxigénio dissolvido e nutrientes, entre outros), e por caraterísticas hidromorfológicas (vegetação ribeirinha, caudal, profundidade do rio, etc.) (Henriques et al., 2000). O estado químico depende da presença em quantidades significativas de substâncias denominadas substâncias prioritárias, tais como metais pesados, hidrocarbonetos persistentes e alguns pesticidas. Os limites máximos admissíveis para estas substâncias, consideradas como apresentando um risco significativo para o ambiente aquático, e as normas de qualidade ambiental são estabelecidos a nível comunitário (DL nº103/2010). Deste grupo de substâncias destacam-se as designadas por substâncias perigosas FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 21 prioritárias, cuja concentração no meio hídrico se pretende eliminar totalmente (DL nº103/2010). A DQA define Massa de Água Fortemente Modificada como sendo um ecossistema aquático onde se evidenciam alterações físicas significativas, como consequência de atividades antropogénicas que provocaram alterações biológicas, hidromorfológicas e físicoquímicas importantes em rios, lagos, águas subterrâneas, de transição ou costeiras. Para as massas de água designadas como fortemente modificadas o conceito de Bom Estado Ecológico é substituído na DQA pelo conceito de Bom Potencial Ecológico. As condições gerais para um Bom Potencial Ecológico passam por os elementos de qualidade física e química, as concentrações de nutrientes, a temperatura e o pH se encontrarem dentro dos valores estabelecidos como admissíveis, de forma a garantir o funcionamento do ecossistema (INAG, 2009). Deste modo, os principais objetivos ambientais estabelecidos na DQA/LA (tabela 3) são atingir até 2015 o bom estado de todas as águas de superfície (rios, lagos, águas costeiras e de transição) e subterrâneas e também alcançar o Bom Potencial Ecológico e o Bom Estado Químico das massas de água artificiais ou fortemente modificadas, através da execução de programas de medidas especificados em Planos de Gestão de Região Hidrográfica (PGRH) (Artigo 4º, DQA). Tabela 3 - Objetivos ambientais da Diretiva Quadro da Água (adaptado de INAG, 2009). Objetivos ambientais da Diretiva Quadro da Água Águas Superficiais Evitar a deterioração do estado das massas de água Proteger, melhorar e recuperar todas as massas de água com o objetivo de alcançar o bom estado das águas – bom estado químico e o bom estado ecológico Proteger e melhorar todas as massas de água fortemente modificadas e artificiais com o objetivo de alcançar o bom potencial ecológico e o bom estado químico Reduzir gradualmente a poluição provocada por substâncias prioritárias e eliminar as emissões, as descargas e as perdas de substâncias perigosas prioritárias Águas Subterrâneas Evitar ou limitar as descargas de poluentes nas massas de água e evitar a deterioração do estado de todas as massas de água Manter e alcançar o bom estado das águas – bom estado químico e quantitativo garantindo o equilíbrio entre captações e recargas Inverter qualquer tendência significativa persistente para aumentar a concentração de poluentes. Zonas Protegidas Cumprir as normas e os objetivos previstos na Diretiva-Quadro da Água até 2015, excepto nos casos em que a legislação que criou as zonas protegidas preveja outras condições FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 22 1.3 Avaliação da qualidade da água em albufeiras De acordo com a DQA e uma vez que uma albufeira é um ecossistema onde se evidenciam alterações provocadas por ações antropogénicas, estas enquadram-se nas "massas de água fortemente modificadas". Um dos objetivos da DQA é introduzir uma perspectiva ecológica na avaliação da qualidade da água como complemento aos parâmetros físico-químicos tradicionalmente utilizados na caraterização e qualificação do estado das águas. Desta forma, a presente diretiva define um conjunto de elementos biológicos, hidromorfológicos e físico-químicos de suporte aos elementos biológicos como forma de avaliar o estado ecológico das massas de água de superfície. De seguida serão descritos os parâmetros de qualidade do estado ecológico das massas de água de acordo com o anexo V da DQA (INAG, 2009), bem como os índices analíticos que caraterizam cada um dos diferentes parâmetros de qualidade, que até agora foram desenvolvidos e se encontram normalizados de acordo com a DQA. Estes foram adoptados e divulgados pelo INAG em setembro de 2009 num documento intitulado de “Critérios de classificação do estado das massas de água superficiais – rios e albufeiras”. Avaliação biológica Os métodos biológicos têm como função fornecer uma visão geral do que se passa no ecossistema, sendo essenciais para a avaliação citotóxica e genotóxica dos organismos expostos. No entanto, esta avaliação deve ser acompanhada de avaliações físico-químicas, de modo a ser obtida uma avaliação qualitativa e quantitativa dos compostos presentes no ecossistema. De acordo com a DQA, os elementos biológicos a considerar na avaliação do estado ecológico para as diferentes categorias de massas de água são o fitobentos (e.g. diatomáceas), as macrófitas (e.g. junco e elódea), os invertebrados bentónicos (e.g. moluscos, insetos, nematodes e oligoquetas) e a fauna piscícola (e.g. trutas). É de salientar que cada elemento biológico apresenta caraterísticas singulares, cada um com vantagens e desvantagens associadas, não só relativamente ao processo de amostragem e respetivo procedimento laboratorial a realizar, mas também, para alguns dos parâmetros, a sua tolerância à poluição é ainda um pouco desconhecida (INAG, 2009). Por outro lado, a resposta temporal e espacial de cada um dos elementos biológicos às pressões antropogénicas é bastante variável em consequência da duração do ciclo de vida e mobilidade de cada elemento. A resposta aos diferentes tipos de pressão evidenciada pelos diferentes elementos biológicos, em rios e lagos, está representa na tabela 4. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 23 Tabela 4 - Sensibilidade dos elementos de qualidade biológica a diferentes pressões antropogénicas em rios e lagos (adaptado de INAG, 2009). PRESSÃO Fitoplâncton Fitobentos Macrófitas Invertebrados bentónicos Fauna Piscícola Lagos Rios Lagos Rios Lagos Rios Lagos Rios Lagos Nutrientes X × X × x x X Poluição orgânica X X x × x × X Poluentes específicos, substâncias prioritárias e prioritárias perigosas × x Hidrológica X × × x × x × X Morfológica × x × x × X Acidificação × X × x × X Degradação geral X × x O fitoplâncton é constituído por organismos unicelulares fotoautotróficos que vivem livremente na coluna de água sendo sensíveis às variações das condições de escoamento, bem como às alterações físico-químicas do meio. A excessiva presença destes organismos afeta gravemente a produtividade global do sistema, pois altera os padrões normais de oxigénio dissolvido e turvação da água, podendo também afetar a qualidade da água aquando do desenvolvimento de blooms de fitoplâncton tóxico. De acordo com a DQA, este elemento biológico apenas será um parâmetro de qualidade para albufeiras, uma vez que em rios de menor dimensão a ocorrência deste elemento não é de todo comum. As macrófitas são plantas vasculares dependentes de um substrato para se fixarem, pelo que são particularmente sensíveis às alterações hidromorfológicas do regime fluvial, sendo por isso um bom indicador do grau de alteração dos ecossistemas, nomeadamente da presença de nutrientes na água como o azoto e o fósforo ou poluentes como metais ou biocidas. Os fitobentos, onde se incluem as algas unicelulares como as diatomáceas, são, a par do fitoplâncton, os principais produtores primários nos ecossistemas fluviais e lacustres. Devido à sua simplicidade fisiológica tornam-se indicadores importantes na avaliação da qualidade da água, pois são bastante sensíveis às alterações antropogénicas, são facilmente encontradas ao longo do curso de água e colonizam uma grande variedade de habitats sendo fácil a sua monitorização e consequente relação entre a sua abundância no FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 24 meio e a qualidade da água, pois respondem rapidamente ao aumento de nutrientes, diminuindo significativamente a biodiversidade aquática. Os invertebrados bentónicos são organismos que habitam no substrato de rios e lagos, sendo uma importante fonte de alimentação para peixes. Entre eles, destacam-se vários grupos de animais, como anelídeos, crustáceos e moluscos. Devido à sua mobilidade reduzida, ciclos de vida longos e uma permanência relativamente elevada nos ecossistemas, os macroinvertebrados são organismos extremamente sensíveis aos fatores abióticos do meio pois o tipo de substrato, a temperatura da água, o tipo de vegetação e disponibilidade de alimento condicionam drasticamente a sua abundância e diversidade sendo por isso considerados bons índices de qualidade ecológica da água (Gustard et al. 1997). Enquanto elemento de qualidade biológica, a fauna piscícola é um grupo importante para a avaliação ecológica de rios e lagos uma vez que pertence a níveis tróficos superiores, sendo, por isso, um bom indicador de possíveis perturbações que possam ter ocorrido em níveis tróficos inferiores da cadeia alimentar (Barbour et al. 1999). Para além disso, algumas espécies com elevado tempo de vida, podem ser indicadores importantes das sucessivas alterações verificadas no meio, em períodos de tempo consideráveis, permitindo assim, obter uma visão global, sistémica e integrada da evolução da qualidade dos ecossistemas nos diferentes níveis tróficos (Wetzel, 1993). Por outro lado, muitas espécies piscícolas são bastante sensíveis às alterações hidromorfológicas evidenciadas nos sistemas fluviais, para além de serem as principais vítimas da descontinuidade longitudinal provocada pelas infra-estruturas transversais, sendo por isso fundamentais na análise de monitorização aquando da aferição de estado de qualidade dos cursos de água. Avaliação hidromorfológica Segundo a DQA, os elementos hidromorfológicos são um dos principais elementos de classificação do estado ecológico das massas de água. Este facto deve-se a que muitas vezes estes asseguram um suporte abiótico imprescindível para o estabelecimento de variadas espécies. Para além disso, a sua heterogeneidade promove a diversidade de habitats susceptíveis de serem colonizados pelos diversos organismos. A análise e monitorização dos seguintes parâmetros é de elevada importância para a fauna e flora dos ecossistemas fluviais: O regime hidrológico define-se como a variação das distribuições sazonais do caudal dos cursos de água, em que se descreve a frequência natural da ocorrência de cheias e estiagens numa determinada bacia hidrográfica e que reflete os padrões climáticos da região. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 31 1997; Tessier et al., 2001). Deste modo, o verão é caraterizado pelo crescimento e diversificação da comunidade fitoplânctónica, bem como um declínio na transparência. O crescimento ilimitado do fitoplâncton leva, entretanto, ao esgotamento progressivo dos nutrientes necessários ao seu crescimento (fósforo, sílica, azoto), o que origina uma interna competição entre as espécies fitoplanctónicas (Wetzel, 1983). Já quando chega o outono, devido à diminuição da temperatura, há um reabastecimento de nutrientes e novo aumento da produção fitoplanctónica. Assim, dá-se o restabelecimento de recursos de boa qualidade e a redução da predação, o que leva ao reaparecimento de picos de comunidades zooplanctónicas, incluindo zooplânctones de grandes dimensões (Daphnia). A qualidade da água, a sua constituição e a mistura na coluna de água dos ecossistemas lênticos, são fatores essenciais para um bom desenvolvimento dos organismos aquáticos (Weithoff et al., 2000). Assim, as comunidades planctónicas são elementos indicadores importantes, do estado ecológico de um sistema aquático, uma vez que refletem a disponibilidade de nutrientes e a produtividade desse ambiente (DeSanto, 1978). O fitoplâncton é o elo base da teia alimentar, sendo o primeiro grupo a ser afetado pela disponibilidade de nutrientes no meio. Qualquer desequilíbrio nestas componentes, dá origem à desregulação da base da teia trófica de lagos e lagoas. O enriquecimento excessivo de nutrientes leva a um crescimento excessivo de alguns taxa fitoplanctónicos oportunistas (por vezes tóxicos para os zooplanctontes) que ao não serem consumidos podem provocar a morte em massa de outros elos na teia alimentar (Barros, 1994; FerrãoFilho et al., 2000). Por outro lado, este processo leva frequentemente a uma redução significativa de oxigénio na água podendo provocar a morte de organismos de níveis superiores da teia alimentar (e.g. morte em massa de peixes). As comunidades zooplanctónicas e fitoplanctónicas são do mesmo modo afetadas através de uma redução drástica na sua diversidade, pela morte das espécies mais sensíveis e pelo aumento das espécies oportunistas com capacidade de tirar vantagem da elevada disponibilidade de nutrientes (Barros, 1994). Por outro lado, o aumento da produtividade primária e da vegetação ripícola provoca uma redução da profundidade do lago devido à elevada deposição de matéria orgânica reduzindo assim o espaço, por vezes essencial, para que ocorram determinados fenómenos como as migrações “top-down” e “bottom-up” de cladóceros. O zooplâncton dulçaquícola é muito diversificado, sendo maioritariamente constituído por cladóceros (e.g. Daphnia, Ceriodaphnia, Bosmina), copépodes e rotíferos. Como já descrito anteriormente, a sucessão ecológica destes organismos é verificada ao longo do ano sendo as espécies substituídas consoante as condições ambientais existentes (Castro & Gonçalves, 2007). O zooplâncton é FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 32 o grupo chave no controlo da produção fitoplanctónica e a sua importância reside no papel central na transferência de massa e energia ao longo da teia trófica pelágica, bem como no seu potencial como indicador do estado trófico (Caramujo & Boavida, 2000b) e da qualidade da água (Colomer, 1996). Nesta perspetiva, cladóceros de grandes dimensões, nomeadamente Daphnia (filtrador não-seletivo), possuem a capacidade de ingerir uma maior gama de células algais (em termos de dimensões), em comparação com as espécies zooplanctónicas mais pequenas (Brooks & Dodson, 1965; Tessier et al., 2001). Por outro lado, Daphnia carateriza-se por possuir uma alimentação muito variada indo desde a ingestão de partículas finas de matéria orgânica em suspensão (Lampert, 1987; Ojala et al., 1995), a bactérias e microalgas (Ojala et al., 1995; Michels & De Meester, 1998). Apesar desta caraterística, o maior impacto que Daphnia tem sobre o fitoplâncton resulta da sua eficiência enquanto filtrador, uma vez que é capaz de reduzir a biomassa algal a níveis extremamente reduzidos (Gliwicz, 1990; Kreutzer & Lampert, 1999). Diferentes tipos de microalgas (Montel e Lair, 1997), bactérias (Sanders & Porter, 1990; Wylie & Currie, 1991) e rotíferos são os principais elementos da dieta alimentar de Daphnia (Ryther, 1954; Montel &Lair, 1997; Repka, 1998). No entanto, as microalgas são o alimento primordial para Daphnia e a sua utilização como alimento para manutenções de cultura de Daphnia em laboratório, é amplamente utilizado pois estas possuem um crescimento rápido e apresentam fáceis condições de cultivo. A dieta alimentar dos organismos do género Daphnia, à semelhança de outros cladóceros, tem sido objeto de alguns estudos (e.g. Antunes et al. 2003) e os ensaios mais utilizados baseiam-se na inibição na alimentação após exposição a situações de stress. Vários autores já determinaram que a concentração de contaminantes afeta a inibição da alimentação (McWilliam & Baird, 2002). Uma carterística interessante na determinação da inibição de alimentação é que esta pode ser obtida rapidamente (<24h), sem pré-exposição e que normalmente é significativamente afetada quando os organismos são expostos a produtos de ação antropogénica. A inibição da alimentação após exposição a contaminantes oferece um diagnóstico bastante sensível e ecologicamente relevante para uso em sistemas de avaliação da qualidade da água (McWilliam & Baird, 2002) Isso faz com que a determinação da inibição alimentar seja um parâmetro ideal para a monitorização (Allen et al., 1995) e por isso estes parâmetros devem ser quantificados de modo a avaliar o funcionamento dos serviços do ecossistema. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 33 1.5 Objetivos De acordo com a revisão bibliográfica aqui efetuada e na perspetiva de aumentar o conhecimento sobre os ecossistemas aquáticos, nomeadamente das albufeiras, o presente trabalho teve como principal objetivo:  Avaliar a qualidade da água da albufeira Crestuma-Lever, ao longo de um ano. Para responder a este objetivo geral definiram-se um conjunto de objetivos específicos, de modo a integrar da melhor forma a informação obtida. Assim, os objetivos específicos foram:  Caraterizar a água da albufeira de Crestuma-Lever em termos de parâmetros físicos e químicos, de acordo com a legislação vigente (Diretiva 2000/60/CE);  Caraterizar a água da albufeira de Crestuma-Lever, ao longo de um ano, através da realização de um teste ecotoxicológico, nomeadamente na avaliação da percentagem de inibição alimentar do microcrustáceo Daphnia magna, após exposição a água da albufeira de Crestuma-Lever;  Verificar a possível existência de alguma correlação entre os resultados obtidos, na avaliação da qualidade da água da albufeira de Crestuma-Lever, através das duas abordagens (DQA vs. teste de inibição alimentar de D. magna). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 34 Material e Métodos FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 35 2. Material e Métodos 2.1 Caraterização do local de estudo A bacia hidrográfica do Douro é a maior da Península Ibérica, drenando cerca de 17 % do território combinado de Portugal e Espanha. A bacia hidrográfica do Douro abrange quase toda a extensão da Meseta Ibérica, possuindo uma área total de 97603 Km2, 81 % da qual (78960 Km2) se situa no território espanhol e os restantes 19 % (18643 Km2) em Portugal. No território português o rio Douro está seccionado a cada 30km, aproximadamente, por barragens, originando cerca de 10 albufeiras artificiais. A albufeira de Crestuma (Figura 2) formou-se em 1985 após o encerramento da barragem, tendo sido considerada desde então como uma massa de água mesotrófica (POACL, 2004). Figura 2 - Vista geral da barragem de Crestuma-Lever (fotografia de Nelson Silva, 2013). A albufeira de Crestuma-Lever situa-se no troço final do rio Douro refletindo deste modo na qualidade da sua água, as influências sofridas ao longo de toda a sua bacia hidrográfica. O caudal de água doce afluente ao reservatório de Crestuma-Lever é controlado pelas necessidades hidroelétricas dos dois lados da fronteira e também pela necessidade de irrigação no território espanhol, introduzindo assim variações anuais, sazonais, diárias e também horárias, ao regime natural de caudais (Magalhães et al., 2005). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 36 A água é captada na albufeira de Crestuma-Lever e encaminhada para um reservatório de água bruta. Posteriormente, a água captada é tratada na Estação de Tratamento de Água de Lever (ETA Lever) com vista à sua utilização para o consumo humano. A ETA (Figura 3), responsável pelo tratamento de água de cerca de milhão e meio de habitantes, abrangida por todo o sistema da ADP (Águas do Douro e Paiva), foi construída entre setembro de 1997 e março de 2000, utilizando no momento as mais modernas tecnologias no processo de tratamento de água. A água superficial é captada, acumulada num reservatório de água bruta e outro de água tratada, uma unidade de pré-tratamento, uma unidade de tratamento de lamas, uma estação elevatória e um laboratório de processo (consultado em http://www.addp.pt/, em 15/11/2012) Figura 3 – Vista geral da ETA de Lever (adaptado de http://www.addp.pt/) Na margem oposta à ETA, e junto à barragem de Crestuma-Lever localiza-se a Marina Angra do Douro (Figura 4 e 5). Contrariando os restantes portos de abrigo e/ou marinas, a Marina Angra do Douro, além da navegação durante todo o ano, está imune às intempéries marítimas, dado que esta se situa a montante da barragem de Crestuma-Lever, que controla o fluxo das correntes (consultado em http://www.marinaangradodouro.pt/ em 15/11/2012). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 37 Figura 4 - Vista geral da Marina Angra do Douro (adaptado de http://www.marinaangradodouro.pt/) Figura 5 - Localização geográfica da Barragem de Crestuma-Lever e sua posição relativa à Marina Angra do Douro e ETA de Lever (adaptado de Google maps). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 38 2.2 Amostragem O trabalho de campo para a realização do presente estudo, decorreu durante o período de outubro de 2012 a junho de 2013, com a periodicidade mensal. Dentro da bacia hidrográfica da albufeira de Crestuma-Lever forma escolhidos dois pontos de amostragem: um em frente à ETA de Lever (Lat 41º04′38.2”, Long 8º28′20”), no lado direito do Rio Douro, denominado daqui em diante por Crestuma) e outro dentro da Marina Angra do Douro (Lat 41º04′44”, Long 8º27′57.5”), denominado por Marina). Mensalmente, em cada ponto de amostragem foram recolhidas amostras de água. A amostragem foi efetuada passando as garrafas de água 3 vezes pela água do local e depois enchendo até verter, deste modo evitando as trocas de oxigénio e preservando as condições físicas e químicas da água. Em cada saída de campo foram recolhidos 6 litros de água distribuídos por 4 garrafas de plástico de 1,5 L por local de amostragem. Estas foram transportadas numa mala térmica para o laboratório para posterior quantificação de nutrientes, avaliação de alguns parâmetros físicos e químicos e para a realização de ensaios de inibição alimentar com Daphnia magna. Adicionalmente, foram medidos in situ alguns parâmetros que auxiliam na caraterização da água. A transparência foi medida através da profundidade de visão com o disco de Secchi. O pH, a temperatura da água, o oxigénio dissolvido, a condutividade e o conteúdo em sólidos suspensos dissolvidos foram determinados com o auxílio de uma sonda eletroquímica (HI 9828 multiparameter meter with GPS). 2.3 Procedimentos laboratoriais Após chegada ao laboratório as amostras foram imediatamente processadas de acordo com os parâmetros definidos anteriormente., ou seja os propostos pela DQA para massas de água fortemente modificadas. Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5) – A determinação deste parâmetro avalia a quantidade de oxigénio necessária para oxidar a matéria orgânica biodegradável presente na água. O procedimento laboratorial consiste na medição do oxigénio (mg/L) na amostra no dia da colheita, e após incubação durante 5 dias, a 20oC., e posteriormente medido o valor com uma sonda eletroquímica. Nitratos, Nitritos, Fosfatos e Fósforo total – Na quantificação destes compostos foi utilizado um espetrofotómetro de bancada, modelo C200 da Hanna Instruments. As quantificações efetuadas por este kit baseiam-se nos seguintes métodos: FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 39 Tabela 7 –Métodos utilizados para a quantificação de nitritos, nitratos, fosforo. Nitritos Método da diazotização Nitratos Método da redução do cádmio Fosfatos Método do ácido ascórbico Azoto – Para medir a quantidade de azoto foi utilizado um espetrofotómetro de bancada, modelo C220 da Hanna Instruments. Turbidez e Sólidos Suspensos totais – A turbidez de uma amostra de água é o grau de atenuação de intensidade que um feixe de luz sofre ao atravessá-la e é provocada pela presença de sólidos suspensos. Esta foi medida através de um espetrofotómetro. Os sólidos suspensos foram medidos com o auxílio de uma sonda eletroquímica (HI 9828 multiparameter meter with GPS) Clorofila a – A clorofila a é um dos pigmentos responsável pelo processo fotossintético e é considerada a principal variável indicadora de estado trófico dos ambientes aquáticos. A clorofila a foi medida através de um espetrofotómetro. 2.4 Ensaios de inibição alimentar Organismo teste Daphnia magna (Straus, 1820), é um microcrustáceo de água doce (Figura 6), representante importante da comunidade bentónicas e zooplanctónica dos ecossistemas de água doce (Ruppert et al., 2004). Apresenta, como todos os crustáceos, uma carapaça que no seu caso sofre muda de dois em dois dias. Esses organismos possuem coxas providas de epípodos achatados que servem como brânquias, são lateralmente comprimidos, com a cabeça livre e o tronco fechado dentro de uma carapaça bivalve que termina posteriormente em um espinho apical. A extremidade da ponta do tronco, o pós-abdómen, vira-se ventralmente e para frente, apresentando garras e espinhos especiais para a limpeza da carapaça (Brentano, 2006). É vulgarmente designada por pulga-de-água, devido aos movimentos específicos das segundas antenas que lhe dão a aparência de se deslocar em pequenos saltos, sendo que o movimento é predominantemente vertical. As pequenas cerdas plumosas que possuem nas antenas agem como estabilizadoras. O olho serve para orientar o animal na natação. Alimenta-se através da captura de partículas em suspensão na coluna de água (seston) e a excreção é realizada por glândulas. Habitante comum das águas doces interiores do globo, este organismo alimenta-se de algas e encontra-se na base da cadeia trófica e é essencial ao bom desenvolvimento de um ecossistema aquático FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 40 de toda a cadeia alimentar, uma vez que qualquer perturbação no organismo vai afetar as cadeias tróficas superiores (Ruppert & Barnes, 1996). Daphnia magna é um organismo padrão em ensaios ecotoxicológicos, por apresentar inúmeras vantagens, entre elas a facilidade de manipulação e manuseamento em laboratório e um curto ciclo de vida (Rand, 1995). É um organismo filtrador ativo, revelandose assim ser uma espécie padrão em estudos e bioensaios toxicológicos, nomeadamente em testes requeridos pela legislação nacional e europeia para a avaliação ecotoxicológica de novos agentes químicos, de efluentes urbanos e industriais e de ecossistemas de água doce (Walker et al., 2001). Figura 6 - Classificação taxonómica. Daphnia magna (Straus, 1820) Alguns estudos revelam que as condições ambientais são das principais causas para a alternância de reprodução assexuada e sexuada em cladóceros (Berner et al., 1991; Spaak, 1995). Consoante as condições ambientais em que se encontra, Daphnia pode reproduzirse assexuadamente (reprodução partenogenética) ou sexuadamente (reprodução bissexualprodução de machos). Durante a maior parte do ano, as populações naturais de Daphnia magna são constituídas maioritariamente por fêmeas, sendo os macho apenas abundantes na primavera e outono, ou quando ocorrem condições ambientais desfavoráveis como, por exemplo, baixas temperaturas, grande densidade populacional e subsequente acumulação de produtos de excreção. Algumas espécies de copépodes e cladóceros entram em diapausa (estado de quiescência) em vez de se sujeitarem a essas mesmas condições (Pijanowska & Stolpe, 1996). Este estado de inatividade parece ser a única estratégia que estes organismos desenvolveram de modo a sobreviverem a situações indesejadas (Dahms, 1995). Contudo, em laboratório, onde as condições ambientais podem ser mantidas favoráveis e constantes, a reprodução sexuada normalmente não ocorre, e Daphnia magna reproduz-se apenas partenogeneticamente, originando numerosos descendentes Reino Animalia Filo Arthropoda Sub-filo Crustacea Classe Branchiopoda Ordem Cladocera Família Daphniidae Género Daphnia Espécie Daphnia magna (Strauss, 1820) FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 47 Figura 8 – Variação dos nutrientes quantificados nas amostras de água recolhidas nos dois pontos de amostragem ao longo do período do estudo. A figura 9 e a tabela 8 referem-se aos resultados obtidos no ensaio de inibição alimentar realizado com as águas naturais amostradas em cada mês ao longo do período de estudo. Numa primeira observação dos dados (Figura 9) é percetível uma divisão dos resultados obtidos na taxa de inibição alimentar de D. magna quando exposta às águas naturais recolhidas nos primeiros 6 meses de amostragem (correspondentes à amostragem no período do inverno) e nos últimos 6 meses (relativos ao verão). Ainda nesta observação é possível registar o mês de abril que se apresenta como um patamar de diferenciação, onde se registou um incremento significativo da taxa alimentar de Daphnia magna, nomeadamente em Crestuma (Figura 9 e Tabela 8). Numa interpretação dos resultados mais minuciosa foi possível registar diferenças significativas da taxa de inibição alimentar de D. magna nalguns períodos de amostragem (Figura 9 e Tabela 8). No mês de novembro registou-se um decréscimo significativo da taxa de alimentação de D. magna quando exposta à água recolhida em Marina (Figura 9 e Tabela 8). Esta redução significativa foi ainda observada nos meses de janeiro e maio, no mesmo ponto de amostragem. Apenas no mês setembro se registou um aumento significativo da taxa alimentar de D. magna quando exposta a água proveniente de Marina. Observando os resultados obtidos com as amostras de água recolhidas em Crestuma, foi possível registar um aumento significativo da taxa de alimentação de D. magna nos meses janeiro, fevereiro e abril (Figura 9 e Tabela 8). Inversamente, nos meses de maio e setembro registou-se um decréscimo significativo desta quantificação (Figura 9 e Tabela 8). FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 48 Figura 9 - Variação da taxa alimentação de D. magna quando exposta às amostras de águas naturais recolhidas nos dois pontos de amostragem ao longo do período do estudo em relação ao controlo. Os dados apresentados são referentes à média e as barras correspondem ao desvio padrão calculado. Tabela 8 – Tabela resumo da análise de variâncias de uma-via (ANOVA one-way) aplicada à taxa de inibição alimentar (“feeding”) de D. magna após exposição às águas naturais de Crestuma e Marina durante o período de estudo (g.l. graus de liberdade, QM – quadrados médio, F - F estatístico (QMfactor/QMresidual), P probabilidade). Os valores a negrito evidenciam os parâmetros para os quais se registam diferenças significativas. Parâmetro g.l. QM F P Taxa de inibição alimentar “Feeding” outubro 2, 9 2,2E8 0,528 0,607 novembro 2, 11 1,5E9 4,173 0,045 dezembro 2, 10 9,7E8 3,242 0,082 janeiro 2, 11 4,5E9 26,69 <0,001 fevereiro 2, 8 9,8E9 24,38 <0,001 março 2, 9 6,8E9 5,929 0,023 abril 2, 10 9,3E10 45,66 <0,001 maio 2, 10 8,0E9 7,976 0,008 junho 2, 8 9,8E9 0,755 0,501 julho 2, 10 4,5E8 2,440 0,137 agosto 2, 9 3,3E9 1,438 0,287 setembro 2, 11 3,1E10 19,95 <0,001 Período de amostragem Out12 Nov12 Dez12 Jan13 Fev13 Mar13 Abr13 Maio13 Jun13 Jul13 Ago13 Set13 Taxa de alimentação (cels/org/h) 0 1e+5 2e+5 3e+5 4e+5 5e+5 Crestuma Marina Controlo * * * * ** * * * Período de amostragem Out12 Nov12 Dez12 Jan13 Fev13 Mar13 Abr13 Maio13 Jun13 Jul13 Ago13 Set13 Taxa de alimentação (cels/org/h) 0 1e+5 2e+5 3e+5 4e+5 5e+5 Crestuma Marina Controlo * * * * ** * * * FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 49 Em suma, e de acordo com os dados obtidos, e segundo a abordagem da DQA, num dos elementos utilizados para a avaliação biológica (clorofila a - fitoplâncton) foi possível estimar a classificação da massa de água (tabela 9). Contudo o objetivo do trabalho era relacionar a avaliação e respetiva perspetiva da DQA com a abordagem da avaliação do funcionamento do ecossistema através de ensaios biologicos, ao longo do ano de amostragem. Através da análise da tabela 9 pode-se concluir que com base nos valores propostos pela DQA, a água natural da Marina e de Crestuma apresentam um potencial ecológico inferior a bom na maioria dos meses amostrados. No entanto, quando observamos os resultados obtidos nos ensaios biológicos é possível perceber que as águas amostradas não apresentam alteração significativa nos hábitos alimentares de Daphnia magna, refletindo assim que o funcionamento do ecossistema não parece estar alterado. Tabela 9 – Resumo dos parâmetros obtidos - DQA vs. Funcionamento do ecossistema. ABORDAGEM SEGUNDO A DQA ABORDAGEM SOBRE O FUNCIONAMENTO DO ECOSSISTEMA CLOROFILA A RQE RQE NORMALIZADO CLASSIFICAÇÃO TESTE DE INIBIÇÃO ALIMENTAR CRESTUMA-LEVER outubro 9,256 0,216 0,603 Bom ou superior = novembro 1,068 0,078 0,223 Inferior a Bom = dezembro 10,32 0,008 0,023 Inferior a Bom ↓ janeiro 3,738 0,022 0,064 Inferior a Bom ↑* fevereiro 0,801 0,104 0,297 Inferior a Bom ↑* março 1,187 0,070 0,200 Inferior a Bom ↑ abril 2,136 0,039 0,111 Inferior a Bom ↑* maio 7,476 0,011 0,032 Inferior a Bom ↓* junho 1,175 0,071 0,203 Inferior a Bom ↑ julho 0,801 0,104 0,297 Inferior a Bom ↓ agosto 0,332 0,251 0,621 Bom ou superior ↑ setembro 0,534 0,156 0,446 Inferior a Bom ↓* MARINA outubro 25,63 0,078 0,223 Inferior a Bom = novembro 20,83 0,096 0,274 Inferior a Bom ↓* dezembro 16,02 0,005 0,015 Inferior a Bom = janeiro 22,07 0,004 0,011 Inferior a Bom ↓* fevereiro 18,16 0,005 0,013 Inferior a Bom ↓ março 8,544 0,010 0,028 Inferior a Bom ↓ abril 14,95 0,006 0,016 Inferior a Bom ↓ maio 15,66 0,005 0,015 Inferior a Bom ↓* junho 22,43 0,004 0,011 Inferior a Bom ↑ julho 5,340 0,016 0,046 Inferior a Bom = agosto 8,544 0,010 0,028 Inferior a Bom ↑ setembro 14,24 0,006 0,017 Inferior a Bom ↑* FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 50 Discussão FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 51 4. Discussão A albufeira de Crestuma-Lever tem sido alvo de vários estudos (e.g. Edna et al, 2009) quer ao nível de parâmetros físicos e químicos quer ao nível da avaliação de efeitos dos contaminantes na massa de água (INAG, 2009). Contudo, em todos esses estudos a avaliação da componente biológica é reduzida. É neste contexto que surge este trabalho que consistiu em avaliar a água de acordo com alguns parâmetros propostos pela DQA e através de ensaios biológicos (inibição alimentar) de modo a efetuar uma avaliação integrada do estado do funcionamento do ecossistema. O presente estudo decorreu ao longo de uma ano de amostragem e os resultados obtidos fornecem informação importante sobre as condições físicas, químicas e biológicas nos dois locais de amostragem. O pH é uma grandeza que indica a intensidade da condição ácida, neutra ou alcalina de uma solução aquosa constituindo, assim, uma medida da concentração dos iões H+ (Parron et al., 2011). Este parâmetro é uma das ferramentas mais importantes para explicar um vasto leque de equilíbrios físicos e químicos que acontecem no meio aquático (Cortes et al., 1997). O lançamento de ácidos ou bases nos corpos de água pode alterar o valor de pH da água, de tal forma que a pode tornar imprópria para uso, principalmente para a manutenção da vida aquática que necessita de um valor de pH em torno da neutralidade (Dezotti, 2008). O valor de pH, além de ter efeito sobre a fisiologia de diversas espécies, também influencia a solubilidade de diversas substâncias, na forma em que estas se apresentam na água e a sua toxicidade (Heller, et al., 2006). Valores de pH entre 5,0 e 9,0 constituem limites toleráveis para a maior parte da fauna e flora (Cortes et al., 1997), contudo, na maior parte dos casos, a gama de variações dos valores de pH situa-se entre 6,5 e 8,5 (Mendes & Oliveira, 2004). Os valores de pH registados no presente estudo, foram sempre próximos da neutralidade, dados que se mostram concordantes com os dados históricos de pH da água da albufeira Crestuma-Lever (SNIRH, http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma, consultado em 1/11/2013). No entanto, registaram-se valores de pH mais elevados no final da primavera, início de verão, valores que podem ser justificados pela atividade biológica de microalgas, dando origem a valores anormalmente elevados (Mendes & Oliveira, 2004). Também em junho de 1995 se registaram valores mais alcalinos na albufeira com valor de pH=9,1 (SNIRH, http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma, consultado em 1/11/2013). A condutividade elétrica é um parâmetro que permite conhecer o grau de mineralização de um sistema aquático. Existe uma relação entre a quantidade de sais minerais dissolvidos e a resistência que a mesma oferece à passagem de corrente elétrica (Mendes & Oliveira, FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 52 2004). Quanto maior o número de iões dissolvidos na água, maior a sua condutividade. A origem destes iões pode ser variada, resultando de processos de lixiviação, provir de efluentes domésticos e industriais (Mendes & Oliveira, 2004). Segundo Nisbet & Verneaux (1970), a condutividade aumenta gradualmente, de montante para jusante dos rios, sendo as diferenças mais significativas quando a mineralização inicial é baixa. Na maioria das águas piscícolas, os valores de condutividade variam entre 150 e 450 µS/cm (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). No presente estudo observou-se um decréscimo dos iões dissolvidos na água entre fevereiro a abril (Crestuma ≈150 µS/cm e Marina a registar ≈100 µS/cm). Esta diminuição de condutividade esteve, provavelmente associada à precipitação, sendo que a sua ausência se refletiu em valores de condutividade mais elevados e o seu surgimento em valores mais baixos. Por sua vez, o aumento dos valores de condutividade no final da primavera pode estar associado à diminuição do caudal do rio, o que fez com que existisse uma acumulação de sedimentos ricos em sais minerais provenientes da lixiviação dos terrenos agrícolas próximos do rio. Também estes valores aproximam-se dos já registados em anos anteriores para a albufeira de Crestuma-Lever, no entanto com uma média ligeiramente mais baixa. O valor médio da condutividade elétrica registado no ano de 2011 foi de ≈251 µS/cm, enquanto que durante o presente estudo foi de ≈210 µS/cm (SNIRH (http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma, consultado em 1/11/2013). Quanto ao oxigénio dissolvido, não se registou grande variação entre os locais amostrados, facto que poderá dever-se a velocidades idênticas de corrente. Concentrações de oxigénio dissolvido abaixo de 5 mg/L podem afetar adversamente o funcionamento e sobrevivência de comunidades biológicas, sendo que abaixo de 2 mg/L pode levar a uma mortalidade excessiva de peixes (Heller, et al., 2006). Segundo a DQA o valor mínimo permitido de oxigénio dissolvido para massas de água fortemente modificadas – albufeiras é de 5 mg/L, tal não foi verificado no mês de março, tanto para Marina (4,38 mg/L), como para Crestuma (3,7 mg/L). Uma vez que o oxigénio se difunde lentamente na água, à exceção de quando há correntes ou movimentos de água ou ventos, supõem-se que falta de água corrente poderá ter sido a responsável pelos baixos valores registados neste mês para os dois locais. Por outro lado, os valores obtidos para o mesmo parâmetro em taxa de saturação, em ambos os pontos, são de ≈ 65,00 % pelo que, em média, se apresentaram dentro dos valores estabelecidos pela DQA em relação ao alcance do Bom Potencial Ecológico para albufeiras tipo Norte (entre 60 % e 120 %) (INAG, 2009). Comparando com estudos físicos e químicos realizados na albufeira de Crestuma-Lever entre 1992 e 2001 por Bordalo et al. (2006), podemos verificar que os valores de oxigénio dissolvido (em taxa de saturação) foram mais elevados (≈ 91,00 %) aos registados no presente estudo. A FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 53 quantidade em solução deste gás aumenta com as baixas temperaturas e diminui com as altas, fenómeno amplamente discutido na literatura (Nisbet & Verneaux, 1970; Cortes, 1997; Odum, 1997) pelo que eram esperados valores mais elevados de oxigénio dissolvido no inverno, enquanto os valores mais baixos eram esperados no verão. No entanto, os valores mais elevados de oxigénio dissolvido registaram-se no fim da primavera, início do verão (em maio na Marina (9,32 mg/L) e em julho em Crestuma (10,7 mg/L), quando a temperatura tendia a aumentar e no mês de março registou-se um baixo teor em oxigénio dissolvido (nos dois locais), coincidente com uma diminuição da temperatura, o que não era de esperar. Neste caso, os valores mais baixos ocorreram com baixas temperaturas, devido, provavelmente, ao lançamento de efluentes de origem doméstica ou industrial ricos em matéria orgânica, o que resulta na maior taxa de respiração de microrganismos e, consequentemente na diminuição dos valores de oxigénio dissolvido. Nos cursos de água a variação da temperatura define um ciclo diário e um ciclo sazonal. Embora esta variação seja mínima, interfere sobre o desenvolvimento das comunidades aquáticas (Cortes, 1997), uma vez que esta determina vários processos físicos, químicos e biológicos que ocorrem nos sistemas aquáticos, tais como o metabolismo dos organismos e a degradação da matéria orgânica (Zuin et al., 2009). No mês de julho, no local de amostragem definido como Marina, o valor da temperatura da água ultrapassou o Valor Máximo Admissível (25 ºC) definido pelo Decreto-Lei 236/98, no âmbito da qualidade das águas doces superficiais destinadas à produção de água para consumo humano (sendo o valor registado de 27,2 ºC). Este aumento da temperatura da água pode ser explicado pelo aumento significativo da temperatura do ar no mês de julho (verão) e à diminuição do fluxo de água. O Disco de Secchi permite-nos medir a transparência da coluna de água através da profundidade alcançada pela penetração da luz. Esta profundidade é de extrema importância uma vez que a luz é essencial para a produção fitoplanctónica, para o crescimento e fixação de macrófitas bem como para a predação visual de peixes. Uma vez que este parâmetro mede a transparência da água, indiretamente também avalia o parâmetro da turbidez, sendo os valores deste último inversamente proporcionais aos da transparência. Deste modo, uma reduzida transparência corresponde a uma elevada turbidez da água, que surge na presença de material orgânico, compostos inorgânicos ou outros compostos em suspensão ou dissolvidos na coluna de água. As medições da transparência através do disco de Secchi realizadas no local de amostragem da Marina indicam elevada transparência e baixa turbidez, no entanto, uma vez que a coluna de água era mínima e quase nunca ultrapassou os 50 centímetros, pode ser esta a causa pela qual foi possível observar o fundo em todos os meses de amostragem. Já para o local de FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 54 amostragem de Crestuma a transparência apenas atingiu um máximo de 3 m, o que indica elevada turbidez devido a materiais em suspensão na coluna de água. Em estudos de qualidade de água, os compostos de azoto (nitratos, nitritos e amónia) são elementos essenciais a quantificar e não devem ser interpretados isoladamente (Nisbet & Verneaux, 1970). Em caso de poluição difusa, os nitratos e nitritos apresentam concentrações maiores, sendo estas formas menos tóxicas que a amónia (Branco, 2008). De entre as diferentes formas, os nitratos, juntamente com a amónia, assumem grande importância nos ecossistemas aquáticos, uma vez que representam as principais fontes de azoto para os produtores primários (Esteves, 1998). Tal como os nitratos, os nitritos podem estimular o crescimento planctónico, mas são sempre mais tóxicos para a fauna aquática, especialmente para a comunidade piscícola (Cortes et al., 1997). Geralmente o ião nitrito encontra-se em concentrações muito reduzidas (aproximadamente 0,001 mg/L), contudo a ausência deste nutriente não significa, necessariamente, que a água esteja livre de poluição (Nisbet & Verneaux, 1970; Cortes et al., 1997). A amónia apenas existe em águas ricas em matéria orgânica em decomposição, quando o teor de oxigénio é insuficiente para garantir a sua transformação (Nisbet & Verneaux, 1970). Desta forma, o azoto amoniacal apresenta concentrações elevadas em locais próximos a efluentes urbanos, sendo por isso considerado um bom indicador de contaminação orgânica recente (Branco, 2008). Assim, a análise deste composto merece especial atenção por apresentar uma elevada toxicidade para a vida aquática, mesmo quando em baixas concentrações (Cortes et al., 1997). Os compostos de azoto que normalmente ocorrem na água são provenientes de processos degradativos de origem natural ou de atividades antropogénicas, tais como a descarga de águas residuais, domésticas ou industriais e da utilização de fertilizantes azotados nos solos (Mendes & Oliveira, 2004). Pela análise dos dados obtidos para os nitritos é possível verificar que, nos dois pontos de amostragem, os valores mantiveram-se relativamente baixos ao longo da maioria do ano o que de acordo com Nisbet e Verneaux (1970), significa que a água apresenta uma autodepuração ativa. No entanto, ocorreram picos de nitritos registados nos dois locais de amostragem para o mês de fevereiro que podem ter origem na utilização de fertilizantes em alguma exploração agrícola na área adjacente à albufeira, e que através de processos de lixiviação dos solos tenham entrado no ecossistema aquático (Mendes & Oliveira, 2004). O mesmo pode justificar o aumento significativo dos valores de concentração de nitratos registados nos meses de março e maio nos dois locais de amostragem. O aumento substancial de amónia verificado na Marina no último mês (setembro) pode estar relacionado com um grande incêndio que ocorreu na área envolvente, que, aliado às fortes chuvas ocorridas no dia anterior ao da amostragem, provocou a contaminação da água através da lixiviação dos solos. FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 55 Quando comparados os valores de nitratos obtidos durante este ano de estudo com o ano de 2011, podemos verificar que os nitratos sofreram uma redução substancial, sendo em media de ≈ 5,9 mg/L em 2011 e os valores médios obtidos para Crestuma ≈ 0,34 mg/L e para a Marina ≈ 0,18 mg/L. Os valores de nitritos mantiveram-se idênticos, com uma média de ≈ 0,07 mg/L em 2011 e de ≈ 0,04 mg/L para a Crestuma e 0,07 mg/L para a Marina no decorrer deste trabalho. O mesmo se verificou para a concentração de amónia, que em 2011 atingiu uma média de 0,05 mg/L e durante este ano de estudo registaram-se valores médios de ≈ 0,09 mg/L para Crestuma e ≈ 0,05 mg/L para a Marina (dados de 2011 retirados de SNIRH http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma, consultado em 1/11/2013). O fósforo é um macronutriente que normalmente é menos abundante do que outros macronutrientes, sendo deste modo o primeiro elemento a limitar a produtividade primária (Wetzel, 1993). Em conjunto com o azoto, tendo sido apontado como o principal responsável pela eutrofização artificial dos ecossistemas aquáticos (Esteves, 1998). Deste modo, a determinação dos fosfatos permite avaliar o impacto da poluição urbana, bem como estimar o grau de trofia de um curso de água (Nisbet & Verneaux, 1970). As oscilações de fosfatos registadas ao longo do ano de amostragem para os dois locais, podem ter origem em descargas de efluentes domésticos ou industriais, contendo fosfatos orgânicos. Os valores de fosfatos obtidos encontram-se maioritariamente na Classe 4 definida por Nisbet & Verneaux (1970), sendo indicadores de forte produtividade e de eutrofia. A concentração de clorofila a pode ser utilizada como um indicador de biomassa fitoplanctónica, sendo atualmente uma das métricas contempladas na Diretiva Quadro da Água no âmbito da avaliação do estado e potencial ecológico das massas de água. De acordo com os limites propostos pelo critério nacional para avaliação do estado trófico de albufeiras com flutuações, que tem por base o critério de classificação definido pela OECD (1982) (INAG, 2002), a água de Crestuma encontra-se maioritariamente mesotrófica (2,5-10 mg/m3) ao longo do ano e a água da Marina maioritariamente eutrófica (> 10 mg/m3). A maior produtividade no local de amostragem da Marina, dada pela concentração em clorofila a pode ser justificada pela depressão pouco profunda do local, o que provoca uma maior interação entre os sedimentos e a água, com maior agitação dos mesmos e consequentemente resuspensão de nutrientes na coluna de água. Estes resultados vão de encontro aos resultados obtidos por Lopes (2002) no período de novembro de 2000 a novembro de 2001, que apontam também para um ecossistema com caraterísticas tendencialmente eutróficas. Para a avaliação do Potencial Ecológico foi necessário estabelecer sistemas de classificação a nível nacional. Nesse sentido, para os reservatórios do Norte de Portugal foram propostos valores de fronteira entre as classes de qualidade FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 56 Bom/Razoável para o indicador clorofila a (9,5 mg/m3 equivalente a 0,21 em valor de RQE) (INAG, 2009). A partir da análise dos resultados do parâmetro da clorofila a (Tabela 9) pode concluir-se que de acordo com os limites estabelecidos pela DQA e com os resultados obtidos neste trabalho, a albufeira de Crestuma-Lever não se encontra com um Bom Potencial Ecológico, uma vez que ultrapassa os valores estabelecidos para este parâmetro. Do ponto de vista da metodologia de avaliação da DQA, uma massa de água deve apresentar caraterísticas homogéneas garantindo assim um bom potencial ecológico. A análise realizada neste estudo permitiu concluir que a carga difusa de nutrientes que aflui ao rio Douro, nomeadamente na massa de água da albufeira de Crestuma-Lever, deverá ter origem em atividades humanas de origem agrícola e florestal, tendo uma influência determinante sobre a qualidade da água da albufeira Crestuma-Lever (EDP, 2009). Outros autores também já descreveram situações análogas às descritas no presente estudo em que ocorreram picos de clorofila a em janeiro (12,3 mg/L), maio (20,5 mg/L), no ano de 1989 (Fidalgo, 1990). Antes da entrada em funcionamento da albufeira, num trabalho realizado em 1981/83 por Fidalgo (1988), a concentração de clorofila a apresentou um valor médio de 8,66 mg/L, com um valor mínimo de 0,39 mg/L em janeiro de 1982 e um valor máximo de 39,2 mg/L em agosto de 1981. Em análises efetuadas em 1995/96 por Gil (1997), este refere que a clorofila a, na albufeira de Crestuma-Lever, apresentou um valor mínimo de 3,2 mg/L e um valor máximo de 27 mg/L. Relativamente à avaliação do funcionamento do ecossistema, realizaram-se ensaios de inibição alimentar com Daphnia magna. Estes ensaios são uma medida de avaliação da aquisição de energia pelo organismo, uma vez que a atividade alimentar está ligada a componentes da aptidão como taxa de crescimento, fecundidade e sobrevivência (Maltby et al., 2001). Daphnia proporciona um importante elo entre os diferentes níveis tróficos das comunidades dulçaquícolas, pois constitui o elo intermédio da cadeia alimentar (consumidor primário) (Ruppert & Barnes, 1996). Deste modo, uma alteração na dinâmica populacional de Daphnia sp., devido à redução da taxa alimentar é ecologicamente relevante pois pode prever efeitos, indiretos, sobre a estrutura e funções das diferentes comunidades aquáticas. Consequentemente, estas alterações podem levar ao aumento da biomassa fitoplanctónica e a processos de eutrofização (McWilliam & Baird, 2002). Quanto à sua sensibilidade, vários autores já demonstraram que a inibição alimentar em Daphnia sp., é uma resposta à exposição a tóxicos (e.g. inseticidas como carbamatos, organofosfatos e piritróides e pesticidas) (Pestana et. al., 2009) que pode ser detetada rapidamente (Allen et al, 1995; McWilliam & Baird, 2002). Dos resultados obtidos nos testes de inibição alimentar, foi possível observar que no mês de abril ocorre um patamar de diferenciação, onde se registou um incremento FCUP Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever 63 EDP (2009). EIA do Aproveitamento Hidroelétrico do Fridão. Volume 2 – Relatório Síntese Capítulo IV – Descrição do Estado Atual do Ambiente. Eletricidade de Portugal. Esteves FA (1998). Fundamentos de Limnologia. 2ª Edição. Interciência. Rio de janeiro. Ferrão-Filho AS, Azevedo SMFO & DeMott, WR (2000). Effects of toxic and non-toxic cyanobacteria on the life history of tropical and temperate cladocerans. 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