2. Cadre d’action
2.3. Synthèse de la scène équatorienne
0.45 μm COMPONENTE PARTICULADA Amostra Acidificada Cromatografia Iónica Cl, NO3-, SO42- [GJERDE, 1986] COMPONENTE DISSOLVIDA Decomposição do filtro
EAA por Chama
Ni, Co, Cu, Fe, Zn, Pb, Cd Mn [PARSONS et al., 1983]
Oxidação por K2Cr2O7
Matéria Orgânica ou Carência Química de Oxigénio(CQOCr) Espectrofotocolorimetria
SiO2, NO2- NH4+
[USEPA,2001; STRICKLAND &
PARSONS, 1972; GRASSHOFF, 1976; CHAUSSEPIED, 1977] ICP-MS Determinação de 32 elementos químicos. ACME
Figura 3.37
Metodologia da preparação das amostras de plantas e respectiva análise.
Lavagem com água corrente e desmineralizada Moagem Secagem T – 55 ºC / 48 hrs Peneiramento Malha -170μm Pesagem (1g) ESPÉCIES VEGETAIS ICP-ES Determinação de 32 elementos químicos Separação dos órgãos
das plantas (folhas, frutos, ramos, raízes)
½ Amostra ½ Amostra para arquivo
De seguida, retomou-se o resíduo com 10 ml de HNO3 4M e transferiu-se a solução para
um balão volumétrico de 25 ml, completando-se o volume com água desmineralizada, originando-se assim, a solução para análise química.
As amostras foram submetidas à analise de Pb, Zn, Cu, Co, Ni, Cr, Cd, As, Mn, Fe, Mo, Ag, Ni, U, Au, Th, Sr, Sb, Bi, V, Ca, P, La, Mg, Ba, Ti, B, Al, Na, K, W e Hg) por Espectrofotometria de Absorção Atómica. No Anexo II (Tabelas II.5, II.6, II.7 e II.8) apresentam-se os resultados analíticos correspondentes à componente dissolvida das amostras de águas superficiais para os elementos químicos seleccionados.
3.3.3 - Plantas e Solo-substrato
Na preparação das amostras teve-se certas precauções para evitar possíveis contaminações.
Primeiro foi removido com cuidado o volume de solo-substrato, para preservar ao máximo as raízes e evitar a perda do material de ambos. Colocou-se de seguida as amostras de solo em tabuleiros plásticos, devidamente identificados de acordo com os dados de campo. O tratamento das amostras de solo, para futuras análises químicas, já foi descrito anteriormente (Figura 3.33).
As amostras de plantas foram identificadas e posteriormente submetidas à análise de acordo com o fluxograma da figura 3.37. As diferentes espécies de plantas foram separadas e lavadas abundantemente em água corrente e depois em água destilada e colocadas em tabuleiros plásticos, devidamente identificados. Após este processo, as diferentes partes foram secas em estufa à temperatura de 55 ºC durante pelo menos, 48 horas, sendo seguidamente moídas, num aparelho de moer café, com lâminas apropriadas, a uma granulometria inferior a 1mm. Entre cada moagem os equipamentos eram limpos através de jacto de ar comprimido e submetidos a uma limpeza com álcool, para evitar qualquer tipo de contaminação. Das amostras totais reteve-se para análise química 1g e o restante material foi arquivado.
Os elementos químicos (32) determinados são idênticos aos mencionados no item 3.3.1, no entanto do método de análise utilizado foi o ICP-ES, por apresentar limites de detecção mais baixos. No Anexo IV (Tabelas IV.1 e IV.2) apresentam-se os resultados analíticos correspondentes às amostras de plantas e de substrato para os elementos químicos seleccionados.
3.3.4 – Diatomáceas epilíticas (Classe Bacillariophyceae)
A presença de diatomáceas num dado local pode fornecer indicações acerca da qualidade da água nesse local, já que são excelentes indicadores biológicos para vários tipos de poluição
aquática. Contudo são extremamente sensíveis às variações naturais dos factores abióticos, incluindo as correntes [MCINTIRE, 1966], nutrientes [LELAND et al., 2001], luminosidade temperatura
da água e pH [RNDE, 2000; DE NICOLA, 2000; GÉLABERT et al., 2006].
Apresentam-se de seguida algumas vantagens da utilização das diatomáceas para avaliar a qualidade das águas [ALMEIDA 1998; PRYGIEL &COSTE, 2000]:
• as diatomáceas têm diversos graus de sensibilidade à poluição, principalmente à eutrofização, assim como às poluições orgânicas e minerais;
• devido às suas elevadas taxas de divisão, as diatomáceas são capazes de reagir rapidamente às modificações da qualidade das águas;
• as diatomáceas permitem uma estimativa fiável acerca da qualidade da água independentemente de variações sazonais naturais;
• a contagem de indivíduos é mais fiável e mais reprodutível do que a triagem e contagem de organismos de maiores dimensões;
• o seu tamanho microscópico permite uma amostragem fácil;
• existe actualmente muita bibliografia disponível relativamente à tolerância e sensibilidade das diatomáceas a alguns tipos mais comuns de poluição.
Contudo, também há desvantagens que estão inerentes aos métodos diatomológicos, destacando-se os seguintes:
• nada dizem acerca das causas da poluição;
• as diatomáceas são indicadoras de poluição a curto prazo, quando comparadas com os invertebrados ou peixes, porque produzem uma resposta rápida a uma situação de poluição, que implica modificação da composição e estrutura das comunidades, com a possibilidade de recuperação rápida (um mês) após poluição acidental;
• o diatomologista necessita de uma boa preparação taxonómica.
Deste modo, para se realizar uma avaliação da qualidade da água mais completa e realista há que conjugar os métodos físico-químicos e os métodos biológicos. A determinação da qualidade da água baseada em aspectos físico-químicos (níveis de nutrientes, metais, pesticidas, substâncias radioactivas, etc.) é muito importante para caracterizar o meio aquático. No entanto, a interpretação conjunta de numerosos parâmetros nem sempre é concordante. Devido a múltiplos e complexos efeitos, como a degradação de compostos, adsorção, complexação com outros, precipitação, temperatura, pressão atmosférica (que afectam a velocidade da corrente, diluição/concentração de nutrientes, o oxigénio dissolvido), a avaliação do meio aquático é quase sempre incompleta devido à dificuldade de interpretação do estado químico.
As diatomáceas ocupam inúmeros habitats no meio aquático. A amostragem de habitats distintos põe em evidência populações diatomológicas diferentes, visto que estas ocupam habitats com características específicas. Apesar disto, é impossível evitar que haja contaminação de diatomáceas de um habitat por diatomáceas de outro habitat.
À comunidade de diatomáceas que vive em superfícies imersas dá-se o nome de comunidade perifítica, e que por sua vez podem ocupar 4 diferentes habitats, caracterizado da seguinte forma:
o Superfície de pedras ou material rochosos (diatomáceas epilíticas); o Superfície de plantas aquáticas (diatomáceas epífitas);
o Superfície e interstícios de grãos de areia (diatomáceas epipsâmicas); o Superfície e/ou interstícios de vaza ou lodo (diatomáceas epipélicas).
O presente estudo foi realizado com a comunidade de diatomáceas epilíticas, cujo habitat é a superfície de pedras ou outro material rochoso. A escolha teve em conta a existência de pedras ao longo dos rios, o que torna as amostragens mais rápidas, simples e fáceis. Por outro lado, as pedras são facilmente colonizáveis, permitem definir uma área de amostragem com um número razoável de células e não são selectivas [GIL, 1988; ALMEIDA, 1998] para além de apresentarem
maior estabilidade de fixação e consequentemente, registar mais aproximadamente as condições ecológicas e a composição química da água dos rios, ao contrário das diatomáceas ticoplanctónicas que se encontram em deslocamento, devido ao fenómeno de deriva que é tanto mais importante quanto maior for a velocidade da corrente [GIL, 1998].
No entanto, algumas características das pedras, tais como, a natureza geológica, a textura e o tamanho podem afectar a colonização pelas diatomáceas [ALMEIDA, 1998].
3.3.4.1 – Amostragem e preparação do material biológico
As amostras vivas foram analisadas no laboratório em microscópio óptico antes de se proceder ao seu tratamento para ter uma ideia da quantidade de diatomáceas mortas existentes.
No laboratório, colocou-se em tubos de ensaio uma alíquota de cada amostra do material biológico não fixado proveniente da raspagem, 4ml de ácido nítrico a 65% e dicromato de potássio para efectuar a oxidação a frio. O dicromato de potássio ajuda a oxidação da matéria orgânica, mas também serve como indicador (se a solução ficar laranja é porque a adição de ácido nítrico foi
suficiente; se a solução ficar azulada então tem de se adicionar mais ácido nítrico até a solução ficar laranja, dado que corresponde a uma situação onde existe mais matéria orgânica para degradar).
Após cerca de 24 horas, as amostras foram lavadas com água destilada por centrifugação numa centrífuga (Universal 16A) e o sobrenadante decantado. Este processo foi repetido o número de vezes necessárias até remover completamente o excesso de ácido e dicromato de potássio. O “pellet” foi ressuspenso e homogeneizado em água destilada e foi colocada uma gota sobre uma lamela para que pudesse secar à temperatura ambiente de forma homogénea. Depois de seca, cada amostra foi observada ao microscópio óptico, para controlo da concentração ideal de diatomáceas, para posterior contagem. Se a concentração fosse adequada montavam-se três preparações definitivas para cada amostra, utilizando a resina NAPHRAX®. O estudo das amostras diatomológicas sob as lâminas foi realizado utilizando-se os microscópios ópticos (BioMed-Leitz e Olympus Ch30), com objectivas de imersão 100x (abertura numérica 1,32 e 1,25, respectivamente).
Procedeu-se à identificação e contagem de cerca de 400 a 500 valvas de diatomáceas por cada local de amostragem tendo em conta as suas características morfológicas (Anexo V). A identificação dos taxa baseou-se principalmente nas obras de KRAMMER &LANGE-BERTALOT (1986,
1988, 1991a, b), de GERMAIN (1981) e no guia de PRYGIEL &COSTE (2000).
Quando surgiram dúvidas taxonómicas foram realizadas novas preparações, onde se retirou uma alíquota da amostra a ser estudada e se montou sobre um suporte de alumínio revestido por placa de grafite de acordo com a recomendação de MURPHY (1982). As amostras
preparadas deste modo foram secas à temperatura ambiente [JENSEN et al., 1982; SICKO-GOAD &
LANZINSKY 1986;RAI et al. 1990;NAKASHIMA &MAJESWKA 1992;NAKASHIMA et al.1993] tendo-se tido o
cuidado de, durante o período de secagem, mantê-las sob uma placa de acrílico e que permitisse a livre circulação do ar (ventilação lateral), a fim de evitar partículas de pó ou outro material que pudesse contaminar a amostra.
Estas amostras foram todas rotuladas e guardadas para posterior estudo em microscópio electrónico de varrimento (JEOL JSM - 5400 e JEOL JSM – 6301F).
3.3.4.2 - Classificação da qualidade da água através de Índices Biológicos.
O uso de indicadores biológicos associados aos macroinvertebrados está mais difundido do que os indicadores biológicos associados a algas, mas muito se tem investigado neste campo, para incrementar e aperfeiçoar o uso das diatomáceas.
Os métodos biológicos utilizados quando se faz um estudo com diatomáceas são os chamados índices bióticos e índices matemáticos.
Existem vários índices que usam as diatomáceas como indicadores biológicos e nestes índices estão envolvidos um grande número de taxa. Alguns destes índices, utilizados para avaliar a qualidade da água, baseiam-se em amostras de diatomáceas principalmente epilíticas, recolhidas em material rochoso existente nos locais de amostragem.
Os índices bióticos referem-se aos índices sapróbicos SLA [SLÁDECĚK, 1986], ILM
[LECLERCQ E MAQUET,1987] e aos índices diatomológicos [DESCY, 1979]; IPS [CEMAGREF, 1984] e
CEC [CEMAGREF 1982, 1984; COSTE, 1992]. Dos índices matemáticos frequentemente utilizados na
avaliação da qualidade das águas salientam-se o índice de diversidade de Shannon-Wiener [in WASHINGTON 1984] e a equitabilidade de LLOYD &GHELARDI (1964).
Os índices sapróbicos e diatomológicos, que se baseiam no conceito de organismo indicador, estão dependentes do número de espécies presentes e do número de indivíduos de cada espécie. Estes índices medem a poluição com base nas reacções dos diferentes taxa ao meio ambiente. Os índices de diversidade revelam unicamente alterações na estrutura da comunidade que pode ou não alterar-se com a poluição [ALMEIDA, 1998].
Os índices para avaliação da qualidade da água aplicados neste estudo foram o Índice Biológico das Diatomáceas – IBD e o Índice de Polluossensibilidade Específica – IPS, assim como foi determinada a diversidade específica através do programa OMNIDIA7 versão 3.6.
A escolha dos índices IBD e IPS, escolhidos entre os vários índices biológicos existentes, teve como critério principal a sua aplicabilidade em vários estudos de avaliação de qualidade da águas, principalmente na Europa, por apresentarem importantes características, entre as quais, a fiabilidade nos resultados, como é o caso do IPS que considera no seu cálculo mais de 2000 taxa com diferentes características ecológicas.
O índice IBD por considerar um menor número de taxa (209) no seu cálculo, aumenta a facilidade de aplicação e compreensão por parte dos técnicos, sendo considerado como uma ferramenta de rotina e por já fazer parte de vários estudos para águas superficiais em países como França, Espanha, Bélgica, Itália, Inglaterra e mais recentemente em Portugal. Os índices fornecem informação teórica que é independente do número de amostras, sendo estes muito utilizados para fazer a avaliação da qualidade das águas.
Índice Poluossensibiidade Específica (IPS)
O índice de poluossensibilidade específica (IPS) deriva directamente do método de DESCY
(1979) diferindo dele simplesmente na alteração de certos valores das “sensibilidades específicas” (ii) e de “valores indicadores” (vi). Este índice usa todos os taxa presentes nas amostras tendo em
conta a sua abundância relativa, a sua sensibilidade à poluição e o seu valor indicador.
O Índice de Descy proposto em 1979, fundamentado em estudos de análise factorial em que relacionou os parâmetros físico-químicos com os taxa diatomológicos, estabeleceu cinco classes de poluossensibilidade que variam de 1 (para as diatomáceas resistentes) a 5 (para as mais sensíveis). Associa também a cada espécie um valor indicador que varia de 1 (formas mais ubíquas) a 3 (para os taxa mais característicos).
Os valores obtidos para o IPS variam de 1 a 5, tendo sido transformados por DESCY &
COSTE (1988) de modo a variarem de 1 até 20 [DESCY &COSTE 1988]. O Índice de Descy tem a
seguinte fórmula:
∑
∑
=
= = n i i i n i i i iV
A
V
I
A
Id
1 1 em que:Ai – abundância relativa da espécie i;
Ii – “índice de sensibilidade” da espécie i (varia de 1 a 5) Vi – “valor indicador” da espécie i (varia de 1 a 3)
A transformação para os valores obtidos variarem de 1 a 20 é feita de acordo com a seguinte expressão: Idc=4.75×Id −3.75
Tabela 3.3
Índice Diatómico de DESCY (1979) e respectiva conversão.
Qualidade da água Classe de qualidade da água Id Idc
boa Poluição nula > 4.5 >17.63
a Poluição ou eutrofização fracas 4.5- 4.0 17.63- 15.25 aceitável Eutrofização moderada 4.0- 3.5 15.25- 12.88 má Poluição moderada ou eutrof. Importante 3.5- 3.0 12.88- 10.50
a Poluição forte 3.0- 2.0 10.50- 5.75
Índice Biológico Diatómico (IBD)
O IBD foi elaborado para aplicação, sobretudo, em águas correntes e pode ser aplicado para: (a) avaliar a qualidade biológica de uma estação bem definida; (b) estudar a evolução temporal da qualidade biológica de uma estação; e (c) verificar a evolução espacial da qualidade biológica de um curso de água e (d) avaliar as consequências de uma perturbação sobre o meio [PRYGIEL &COSTE, 2000].
Para a obtenção deste índice [IBD], é necessário calcular em ‰ a abundância (A) de cada taxon emparelhado acumulando os casos dos taxa associados, eliminar os taxa emparelhados que apresentem uma abundância inferior aos valores limiares, calcular de seguida a frequência ponderada da comunidade estudada para cada uma das sete classes da qualidade da água I utilizando a seguinte fórmula:
∑
∑
= = = n x x x n x x i x xVi
A
V
P
A
i
F
1 1 ) ()
(
em que:Ax – é a abundância do taxon emparelhado X expresso em ‰;
Px (i) – é a probabilidade de presença do taxon emparelhado X para a classe de qualidade de água I;
Vx – é o valor indicador do taxon emparelhado X;
N – é o número de taxa emparelhados retidos após aplicação dos valores limiares.
São calculados 7 valores de F(i) e seguidamente calcula-se um valor intermédio B de acordo com a seguinte fórmula: B = 1F(1) + 2F(2) + 3F(3) + 4F(4) + 5F(5) + 6F(6) + 7F(7)
O valor de IBD é determinado de acordo com o seguinte quadro e expresso com uma casa decimal:
Valor de B ≤ 2 2<B<6 ≥6
Valor de IBD 1.0 4.75 xB-8.5 20
Para a representação dos resultados do IBD e IPS, adoptaram-se cores de acordo com a qualidade da água (de excelente a má qualidade):
IBD IBD≥17.0 17.0>IBD≥13.0 13.0>IBD≥9.0 9.0>IBD≥5.0 IBD<5.0 Cor EExxcceelleennttee BBooaa MMééddiiaa MMeeddííooccrree MMáá
Este índice varia de 1 a 20 atribuindo-se o valor zero (0) quando não há diatomáceas bênticas no meio.
Índice de Diversidade (H’)
A estrutura das comunidades pode ser avaliada utilizando, entre outros, os índices de diversidade. Este parâmetro define a estrutura da comunidade de diatomáceas envolvendo as espécies e as suas abundâncias [WASHINGTON, 1984].
Os índices de diversidade estão dependentes do número de espécies presentes e do número de indivíduos de cada espécie.
Várias definições tem sido dadas para “índice de diversidade” parecendo haver consenso na bibliografia quanto à necessidade do índice ter uma componente relativa ao número de espécies e outra que meça a abundância dos indivíduos nas espécies (regularidade) [WASHINGTON, 1984], e
de traduzir num único número, a relação entre duas componentes [SULLIVAN, 1984].
Têm surgido diferentes índices de diversidade ao longo do tempo. No entanto, os que derivam da teoria da informação, que se baseia no grau de incerteza ligado à identidade de qualquer espécie quando se retira um indivíduo ao acaso, são os mais conhecidos e utilizados, destacando-se o índice de Shannon-Wiener desenvolvido independentemente pelos dois autores. Em 1949 Shannon estabelece claramente a fórmula para o índice [WASHINGTON, 1984].
N n x N n H i S i i 2 1 ' log
∑
= = em que: s – número de espécies;ni – número de indivíduos da espécie i;
N – número total de indivíduos.
Segundo WASHINGTON (1984), o estudo da estrutura das comunidades de diatomáceas
através dos índices de diversidade, pode ser importante devido à possibilidade de reflectir situações anómalas nas comunidades, derivadas da poluição. Contudo, este índice deve ser considerado apenas como uma medida complementar na detecção de poluição [COSTE, 1978], pois a diversidade
NATHAR KHAN, 1991], mas deve ser encarado como uma medida complementar na detecção de
poluição [COSTE, 1978].
Os índices permitem fazer uma avaliação aproximada da qualidade da água, no entanto, a comparação entre índices bióticos e índices de diversidade deve ser feita com algum cuidado, tendo em consideração que os primeiros medem a poluição com base nas reacções dos diferentes taxa enquanto os segundos revelam unicamente alterações na estrutura da comunidade que pode ou não alterar-se com a poluição [WASHINGTON, 1984].