DEZEMBRO DE - Lisboa · 2019. 5. 22. · cerca de 10%. A ETAR de Beirolas, situada junto à ponte Vasco da Gama, trata os efluentes gerados na bacia de Beirolas, provenientes dos

MONITORIZAÇÃO BIOLÓGICA DAS ZONAS DE DESCARGA DAS

PRINCIPAIS BACIAS DE DRENAGEM DE LISBOA NO ESTUÁRIO DO TEJO

RELATÓRIO FINAL

DEZEMBRO DE 2010

EQUIPA TÉCNICA

A equipa técnica que participou na execução deste relatório pertence ao Centro de

Oceanografia (CO) e é constituída por:

Maria José Costa (Coordenação)

Pedro Raposo de Almeida

José Lino Costa

Gilda Silva

Carla Azeda

João Paulo Medeiros

Erica Sá

Maria João Tavares

Inês Gaspar

Índice

1. INTRODUÇÃO 1

2. METODOLOGIA 4

2.1. ESTAÇÕES DE AMOSTRAGEM E TRABALHO DE CAMPO .................................................... 4

2.2. TRABALHO DE LABORATÓRIO .......................................................................................... 9

2.2.1. GRANULOMETRIA DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS 9

2.2.2. MATÉRIA ORGÂNICA TOTAL DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS 10

2.2.3. MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS 10

2.3. TRATAMENTO DOS DADOS ........................................................................................... 11

3. RESULTADOS 13

3.1. SEDIMENTOS SUPERFICIAIS ........................................................................................... 13

3.1.1. GRANULOMETRIA DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS 13

3.1.2. MATÉRIA ORGÂNICA DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS 16

3.2. MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS ......................................................................... 18

3.2.1. ELENCO FAUNÍSTICO 18

3.2.2. ESTRUTURA DAS COMUNIDADES BENTÓNICAS 31

3.2.3. ESTADO DE CONSERVAÇÃO DAS COMUNIDADES BENTÓNICAS 34

4. CONCLUSÕES 37

5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 43

Monitorização biológica de descarga de efluentes na área ribeirinha de Lisboa – Introdução

1

1. INTRODUÇÃO

O sistema de drenagem do Concelho de Lisboa integra até ao final de 2010, quatro grandes

subsistemas, designadamente Alcântara, Beirolas, Chelas e Terreiro do Paço (Figura 1). As

águas residuais afluentes aos três primeiros subsistemas são conduzidas às ETAR

correspondentes e as do subsistema do Terreiro do Paço drenadas directamente para o

estuário do Tejo.

CONCELHO DE LISBOA

BACIAS DE DRENAGEM

Bacia doTerreiro do Paço

Bacia deAlcântara

Bacia deChelas

Bacia deBeirolas

N

Figura 1 ‐ Subsistemas de drenagem do Concelho de Lisboa.

As ETAR de Alcântara, Chelas e Beirolas foram inauguradas em 1990, tendo as duas últimas

passado a dispor de tratamento terciário e de desinfecção dos efluentes a partir de 2001. A

ETAR de Chelas, situada no Vale de Chelas, recebe efluentes gerados apenas no concelho de

Lisboa, provenientes da bacia de Chelas, que abrange uma área de 2.100 ha. Esta infra‐

estrutura tem capacidade para tratar um caudal diário de 52.500 m3/d, correspondente a uma

população equivalente de 255.000 habitantes, em que a componente industrial representa

cerca de 10%. A ETAR de Beirolas, situada junto à ponte Vasco da Gama, trata os efluentes

gerados na bacia de Beirolas, provenientes dos concelhos de Lisboa e de duas freguesias do

concelho de Loures (Sacavém e Moscavide). Abrange uma área de 1.700 ha, e tem capacidade

para tratar um caudal diário de 54.500 m3/d, correspondente a uma população equivalente de

250.000 habitantes, em que a componente industrial representa cerca de 68%.


2

Quanto à ETAR de Alcântara, situada na Avenida de Ceuta, estão neste momento a terminar as

obras para ampliação e completamento do tratamento secundário e desinfecção das águas

residuais correspondentes. Apesar de aquela intervenção ainda não estar concluída em

absoluto, a infra‐estrutura dispõe já de capacidade para tratamento biológico dos efluentes

desde Setembro de 2009 e de desinfecção desde Dezembro de 2009. Esta ETAR, tem

actualmente capacidade para tratar um caudal diário de 285.120 m3/d, mas após a conclusão

das referidas obras, essa será a capacidade para tempo seco, e em tempo húmido terá

disponível uma capacidade de 570.240 m3/d. A infra‐estrutura serve maioritariamente a

população da região ocidental de Lisboa, mas também dos concelhos de Oeiras e Amadora

pertencentes à mesma bacia, distribuídas por uma área com cerca de 4.100 ha.

No que diz respeito ao subsistema do Terreiro do Paço, que engloba os efluentes de Alfama, da

Baixa Pombalina e das avenidas da Liberdade e Almirante Reis, e que são hoje despejados

directamente para o rio Tejo, sem qualquer tratamento, serão brevemente encaminhados

também para a ETAR de Alcântara, após várias intervenções que têm estado a decorrer no

terreno. Actualmente, aquele subsistema recebe águas residuais de uma população superior a

100 mil habitantes e abrange uma área com cerca de 600 ha.

Tendo em conta a situação descrita anteriormente, entendeu a Câmara Municipal de Lisboa,

levar a cabo, juntamente com o Centro de Oceanografia (CO), um programa de monitorização

das comunidades biológicas das zonas ribeirinhas adjacentes aos colectores de descarga das

bacias de drenagem de Alcântara, do Terreiro do Paço, de Chelas e de Beirolas. Este estudo

tem como objectivo, não só avaliar o estado actual das referidas comunidades, mas também,

nos dois primeiros casos, acompanhar a sua previsível evolução positiva com as alterações já

introduzidas ou a introduzir brevemente no sistema de saneamento básico do Concelho. Os

trabalhos tiveram início em Agosto de 2009, antes de se fazerem sentir quaisquer efeitos das

melhorias infra‐estruturais referidas, ou seja, ainda na fase pré‐operacional do projecto. De

facto, no caso de Alcântara estes impactos positivos só terão começado a partir de Setembro

de 2009, com o início do tratamento biológico dos efluentes, enquanto no Terreiro do Paço

isso ainda não aconteceu, sendo expectável que tal se venha a verificar no início de 2011, com

o começo da drenagem das águas residuais do respectivo subsistema para a ETAR de

Alcântara. Como no caso das ETAR de Chelas e de Beirolas não se efectuaram recentemente

modificações de fundo, em termos infra‐estruturais ou no seu modo de funcionamento, os

respectivos trabalhos de monitorização iniciaram‐se apenas no Verão de 2010. No entanto,

para a zona de Beirolas é possível efectuar um acompanhamento da situação desde 1997, uma

vez que existem dados fidedignos sobre as respectivas comunidades bióticas, recolhidos desde


3

essa altura pela equipa do CO no âmbito dos Estudo de Monitorização Biológica da Zona de

Intervenção do Parque das Nações.

Devido à sua íntima associação com o substrato, ao razoável sedentarismo que exibem e ao

facto de apresentarem genericamente ciclos de vida relativamente curtos, as espécies que

constituem as comunidades bentónicas, e os macroinvertebrados em particular, respondem

de forma directa e bastante rápida mesmo a pequenas alterações no meio aquático (Pereira et

al., 1998). De facto, os macroinvertebrados são bastante sensíveis a perturbações no seu

habitat, nomeadamente variações nos teores de matéria orgânica e contaminação por

substâncias tóxicas (Silva et al., 1999). Além disso, por englobarem maioritariamente

organismos que se encontram nos níveis inferiores das cadeias alimentares, as modificações

que experimentam acabam por ter claras repercussões nos estados tróficos superiores,

nomeadamente no que diz respeito à generalidade dos cefalópodes, crustáceos decápodes e

peixes (Costa et al., 2005). Tendo em conta tal conjunto de características, os

macroinvertebrados bentónicos são o grupo mais utilizado quando se pretende analisar de

forma relativamente expedita e eficiente o estado de conservação das comunidades aquáticas

e avaliar a magnitude e a distribuição espácio‐temporal de impactos antrópicos neste tipo de

ambientes (Costa et al., 1999).

Pelos motivos mencionados anteriormente, optou‐se então por centrar o presente programa

de monitorização na análise dos macroinvertebrados bentónicos e parâmetros ambientais que

mais directamente os condicionam, designadamente a granulometria e os teores de matéria

orgânica dos sedimentos. Assim, o objectivo final do estudo consiste no acompanhamento das

referidas comunidades biológicas, servindo estas como indicadores da evolução da situação

ambiental das zonas de Alcântara, Terreiro do Paço, Chelas e Beirolas, e permitindo detectar

os eventuais impactos positivos ou negativos das diferentes infra‐estruturas de saneamento

básico no meio receptor.

Com o presente relatório pretende‐se dar a conhecer os trabalhos realizados e os resultados

obtidos nos anos de 2009 e 2010. A sua confrontação com os elementos recolhidos

posteriormente permitirá determinar a evolução das condições ambientais das áreas em

estudo e perspectivar o impacto positivo das novas infra‐estruturas no estado de preservação

da zona ribeirinha do município de Lisboa, bem como detectar eventuais impactos negativos

resultantes de deficiente funcionamento das várias ETAR.

Monitorização biológica de descarga de efluentes na área ribeirinha de Lisboa – Metodologia

4

2. METODOLOGIA

2.1. ESTAÇÕES DE AMOSTRAGEM E TRABALHO DE CAMPO

Ao contrário do que aconteceu em 2009, quando as amostragens foram realizadas apenas no

Terreiro do Paço (TP) e Alcântara (AL), em 2010 estas foram levadas a cabo também em Chelas

(CH) e Beirolas (BR), sempre na envolvência dos emissários existentes em cada sítio. O

primeiro consiste na porção terminal do colector que drena para o meio estuarino águas

residuais não tratadas recolhidas no subsistema de saneamento do Terreiro do Paço, enquanto

os restantes descarregam no estuário do Tejo águas das respectivas bacias de drenagem,

incluindo os efluentes processados pelas respectivas ETAR. Em quaisquer dos casos, os

emissários encontram‐se localizados junto à margem ribeirinha.

Procurou‐se desenvolver um esquema de amostragem semelhante em todos os locais, sendo

este constituído por um conjunto de estações de amostragem de tratamento (T), sob

influência directa dos emissários, e por um conjunto de estações de amostragem de controlo

(C), presumivelmente já fora da zona onde os seus efeitos se fazem notar de forma

significativa (Costa et al., 2005). A análise das estações de amostragem de tratamento

permitirá acompanhar o estado das comunidades biológicas sujeitas à acção directa dos

efluentes. O estudo das estações de amostragem de controlo permitirá aferir se esse estado se

deve à presença dos efluentes (caso as comunidades das estações de amostragem de controlo

se apresentem mais bem preservadas que as das suas homólogas de tratamento) ou a causas

mais gerais extrínsecas à presença e funcionamento dos emissários (caso as comunidades das

estações de amostragem de controlo e de tratamento apresentem um grau de preservação

idêntico ou tendências de evolução concorrentes).

Excepto em Beirolas, onde se estabeleceu um delineamento amostral particular, para

aproveitar os dados pré‐existentes, o conjunto das estações de amostragem de tratamento

engloba, em cada caso, nove pontos de colheita dispostos em torno dos emissários, divididos

por três radiais (A, B, C) e três transeptos divergentes a partir das fontes emissoras (1, 2 e 3). A

primeira destas radiais foi estabelecida a cerca de 30 m da margem, uma vez que na região

mais próxima de terra se torna muito difícil trabalhar em segurança. A distância implementada

entre radiais foi de 50 m. Um esquema de amostragem deste tipo permitirá, assim, avaliar de

forma mais eficaz o efeito dos efluentes nas comunidades biológicas adjacentes, garantindo

uma análise do gradiente de diminuição dos impactos das águas residuais com o aumento da

distância às fontes emissoras.


5

No entanto, devido às características geográficas e infra‐estruturais específicas dos locais onde

são emitidas as descargas de Alcântara (Figura 2), Terreiro do Paço (Figura 3) e Chelas (Figura

4), tiveram de se introduzir algumas alterações nas respectivas redes de amostragem. Assim, a

localização da saída dos emissários de Alcântara e de Chelas em reentrâncias da margem

permitiu nestes locais o estabelecimento quase integral das redes de colheita previstas

inicialmente, apenas tendo sido necessário orientá‐las em função da geografia dessas

pequenas baías artificiais (Figuras 2 e 4). Pelo contrário, a natureza mais aberta da orla

ribeirinha do Terreiro do Paço e, sobretudo, a mudança prevista inicialmente na localização do

emissário (estava programado que, até à ligação deste subsistema à ETAR de Alcântara, que se

prevê para o início de 2011, as respectivas águas residuais e pluviais iriam ficar durante algum

tempo a afluir ao estuário num ponto ligeiramente afastado da posição inicial, mas tal não irá

acontecer, efectuando‐se brevemente a conexão entre os dois subsistemas), conduziram a

algumas modificações importantes na rede de amostragem aí implementada. De facto, para

que a estratégia de amostragem adoptada pudesse servir para analisar correctamente a

evolução das comunidades biológicas do local, antes e depois da mudança de posição da

descarga e após a sua eliminação, optou‐se por transformar as três radiais em três transeptos

paralelos à margem, funcionando esta rede de estações mais como uma grelha de

amostragem (em que os transeptos perpendiculares à margem distam entre si cerca de 70 m)

do que como um sistema de radiais atravessadas por transeptos divergentes (Figura 3).

Mesmo assim, por uma questão de comodidade, neste trabalho continuarão a designar‐se

como radiais estes transeptos paralelos à margem.

Figura 2 – Rede de amostragem estabelecida em Alcântara, com a localização da saída do respectivo

emissário (C1 e C2 referem‐se ao conjunto de estações de amostragem de controlo mais próximas e

afastadas do emissário, respectivamente) (Fonte: Google Earth).


6

Figura 3 – Rede de amostragem estabelecida no Terreiro do Paço, com a localização da saída do

emissário existente () e do ponto onde estava previsto relocalizá‐la, antes da ligação deste subsistema

à ETAR de Alcântara () (C1 e C2 referem‐se ao conjunto de estações de amostragem de controlo mais

próximas e afastadas do emissário, respectivamente) (Fonte: Google Earth).

Figura 4 – Rede de amostragem estabelecida em Chelas, com a localização da saída do respectivo

emissário (C1 e C2 referem‐se ao conjunto de estações de amostragem de controlo a jusante e

montante do emissário, respectivamente) (Fonte: Google Earth).

Já a rede de estações de amostragem de controlo foi delineada para apresentar, em cada sítio,

dois transeptos perpendiculares à linha de costa (1 e 2), englobando ambos três pontos de

amostragem (A, B e C) localizados sensivelmente à mesma distância da margem (30, 80 e 130

metros) que os seus homólogos das estações de amostragem de tratamento, garantindo assim

mais facilmente igualdade de condições batimétricas e sedimentares entre os dois tipos de

redes de amostragem. Idealmente, estes transeptos deveriam situar‐se a montante e jusante


7

das redes de amostragem de tratamento, até porque no estuário, com as mudanças de maré,

os efluentes são ciclicamente empurrados, quer para montante, quer para jusante. De igual

modo, a sua localização deveria ser suficientemente afastada dos emissários, para garantir que

se encontravam fora da acção dos efluentes respectivos. Contudo, quer em Alcântara (Figura

2), quer no Terreiro do Paço (Figura 3), as regiões a montante daquelas onde foram

implementadas as correspondentes redes de amostragem de tratamento que ainda

apresentam características abióticas e de pressão humana semelhantes a estas, são

inacessíveis em termos operacionais, devido à presença de instalações portuárias. Assim, em

ambos os locais, as redes de amostragem de controlo tiveram de ficar localizadas

exclusivamente a jusante das suas homólogas de tratamento (Figuras 2 e 3). Mesmo assim,

para manter alguma homogeneidade de características entre as estações de amostragem de

tratamento e de controlo de cada sítio, as últimas tiveram de ser estabelecidas entre 300 e 500

metros de distância dos pontos de descarga, o que pode não ser suficiente para garantir a

ausência de impactos significativos dos efluentes. Acresce que entre as estações de

amostragem de tratamento e de controlo de Alcântara está localizada a Ponte 25 de Abril, o

que poderá colocar dificuldades adicionais à interpretação dos resultados obtidos neste sítio.

No entanto, como os transeptos de amostragem de controlo distam entre si cerca de 150 m

nos dois locais, o gradiente de variação do estado de preservação das respectivas

comunidades biológicas em função da distância aos emissários deverá permitir aferir a

influência dos efluentes nessas regiões mais afastadas. Já na rede de amostragem de Chelas,

foi possível estabelecer estações de amostragem de controlo a montante e jusante do

respectivo ponto de descarga (Figura 4). Neste caso, para garantir alguma homogeneidade nas

características das estações de amostragem de tratamento e de controlo, estas últimas foram

estabelecidas a 500 metros do respectivo emissário, esperando‐se que essa distância seja

suficiente para evitar hipotéticos impactos do efluente em ambos os locais seleccionados para

a função de controlo.

Em Beirolas, existiam desde 1997 dados sobre as respectivas comunidades de

macroinvertebrados bentónicos, obtidos em três transeptos perpendiculares à margem, com

estações de amostragem distribuídas por quatro transeptos paralelos à linha de costa (neste

trabalho designados por radiais, por comodidade de linguagem) distando de terra cerca de 20,

70, 130 e 260 metros, respectivamente (Figura 5). As duas primeiras radiais localizam‐se no

intertidal e a última já no subtidal, encontrando‐se a terceira na região de transição entre

ambas as zonas. Os transeptos C1 e C2 situam‐se a 160 e 670 metros a jusante do emissário e

o transepto C3, 500 metros a montante. Para se aproveitar este importante acervo


8

informativo, foi decidido adaptar o delineamento amostral do local às características da rede

de colheitas já existente. Assim, entendeu‐se considerar os transeptos C2 e C3, como

conjuntos de estações controle e estabelecer um novo transepto, com idênticas

características, mas localização frontal à saída do emissário, como conjunto de estações de

amostragem de tratamento (Figura 5). Quanto ao transepto C1, situado 160 metros a jusante

da fonte emissora, poderá funcionar como controlo ou tratamento, devendo os resultados

obtidos ou a obter no futuro esclarecer a situação. De qualquer forma, a presença da ponte

Vasco da Gama, de permeio, pode reduzir a valia deste transepto como controlo.

Figura 5 – Rede de amostragem estabelecida em Beirolas, com a localização da saída do respectivo

emissário (C1, C2 e C3 referem‐se ao conjunto de estações pré‐existentes e que poderão funcionar

como controlo no presente estudo) (Fonte: Google Earth).

Em Alcântara, Terreiro do Paço e Chelas, as recolhas de sedimentos e de

macroinvertebrados bentónicos foram realizadas a bordo de um barco de pesca profissional

com alador mecânico, com auxílio de uma draga do tipo Day (Smith‐McIntyre modificada), com

superfície de abertura de 0,1 m2. Em estudos anteriores (Costa et al., 2008) este engenho de

colheita revelou ser particularmente adequado às condições de hidrodinamismo elevado que

se verificam nos três locais. A amostragem ocorreu em regime de marés‐mortas, de modo a

beneficiar das menores condições hidrodinâmicas geradas em tal situação para potenciar a

eficácia da draga. Tendo em conta a elevada área de ataque da draga Day, foi apenas obtido

um replicado em cada estação de colheitas. Já no caso das amostragens efectuadas na zona de

Beirolas, para manter a mesma metodologia empregue anteriormente, as recolhas foram


9

realizadas a bordo de uma pequena embarcação de pesca, com uma draga van Veen (modelo

Sousa Reis/LMG) com 0,05 m2 de abertura, e obtidos dois replicados em cada estação de

colheitas. As campanhas de amostragem decorreram em Agosto de 2009 e de 2010. A escolha

da época estival para as recolhas foi determinada pela necessidade de evitar a maior

instabilidade natural dos ecossistemas estuarinos portugueses no Inverno, devido a

fenómenos intensos de pluviosidade, e a conveniência de iludir a influência dos picos de

recrutamento de muitas espécies durante a Primavera, factores que frequentemente

enviesam as análises de qualidade ambiental do meio aquático realizadas a partir das

comunidades de macroinvertebrados bentónicos (Costa et al., 2005).

As amostras de sedimento para o estudo da macrofauna foram guardadas em sacos de

plástico, aos quais se adicionou formol diluído a 4%, corado com Rosa de Bengala e

neutralizado com borato de sódio. As amostras recolhidas para o estudo da granulometria e

teor em matéria orgânica foram congeladas, de modo a preservar as características do

sedimento, uma vez que o seu processamento imediato não foi possível.

2.2. TRABALHO DE LABORATÓRIO

2.2.1. GRANULOMETRIA DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS

Em cada estação de colheita foi retirada uma amostra com cerca de 100 g de sedimento para

análise granulométrica. Esta foi seca numa estufa a 60 ºC, lavada em água doce e passada

através de um crivo de 0,063 mm de malha, para remoção da fracção fina (vasa). O restante

sedimento foi novamente seco e passado através de uma coluna de quatro crivos (2,000 mm,

0,500 mm, 0,250 mm e 0,063 mm) do tipo "AFNOR", e pesadas as correspondentes fracções

individuais. Deste modo, as percentagens de cascalho e areia foram calculadas a partir das

porções retidas nas seguintes malhas: > 2,000 mm, 0,063 ‐ 2,000 mm, respectivamente. A

fracção vasosa foi determinada por diferença, relativamente ao peso inicial da amostra. Todo

este procedimento está representado na Figura 6.


10

Figura 6 – Passos laboratoriais necessários para determinação da granulometria dos sedimentos.

2.2.2. MATÉRIA ORGÂNICA TOTAL DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS

A matéria orgânica total (MOT) dos sedimentos foi determinada pela diferença entre o peso de

uma amostra com cerca de 200 mg, processada numa estufa a 60 ºC (Ps), e o peso da mesma

após combustão numa mufla a 550 ºC durante duas horas (Pc). Os teores em matéria orgânica

foram expressos em valores percentuais, relativamente ao peso total da amostra, e calculados

a partir da expressão:

100

Ps

PcPsMOT .

2.2.3. MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS

Para detecção dos macroinvertebrados bentónicos, o sedimento das respectivas amostras foi

lavado em laboratório, sob um fluxo de água, através de uma rede com 0,500 mm de malha. O

material retido no crivo foi transferido para frascos de vidro e conservado em álcool a 70º,

tendo‐se procedido posteriormente à sua triagem, com auxílio de uma lupa binocular, para

separação do material biológico. Os organismos foram, sempre que possível, identificados até

ao nível específico e contados.


11

2.3. TRATAMENTO DOS DADOS

Para análise das comunidades de macroinvertebrados bentónicos e determinação do seu

estado de conservação, calculou‐se a densidade dos organismos (expressa em número de

indivíduos por m2) e ainda os parâmetros riqueza (número de taxa) e diversidade taxonómicas

(índice de Shannon‐Wiener) dessas comunidades, considerando apenas os taxa que

respeitaram os pressupostos de representatividade adequada em todas as amostras. Assim,

foram excluídos os organismos para os quais o engenho de colheita utilizado não é adequado e

os que são seres coloniais, impossíveis de individualizar.

Os índices de diversidade são baseados no conceito de diversidade de um sistema e fornecem

uma medida da composição específica de uma amostra ou de um ecossistema, baseados na

riqueza taxonómica e na distribuição da abundância relativa dos indivíduos pelos diferentes

taxa (Legendre & Legendre, 1984). No presente trabalho foi calculado o índice de diversidade

de Shannon ‐ Wiener (H'), através da seguinte expressão:

S

i

pipiH1

ln' ,

em que S é o número taxa presentes e pi a proporção dos indivíduos do taxon i relativamente

ao número total de indivíduos.

Com o objectivo de avaliar o estado de perturbação das comunidades de macroinvertebrados

bentónicos, foi utilizado o índice multimétrico AMBI‐Multivariado (M‐AMBI), proposto

recentemente por Muxika et al. (2007) e calculado a partir dos valores de riqueza e

diversidade taxonómicas e do Índice Biótico Marinho (AMBI) desenvolvido por Borja et al.

(2000). Este último divide as diferentes espécies de macroinvertebrados bentónicos em cinco

grupos ecológicos, de acordo com os níveis de sensibilidade/tolerância a perturbações de

origem antrópica, anteriormente definidos por Grall & Glémarec (1997): Grupo I (GI) ‐ espécies

muito sensíveis ao enriquecimento orgânico; presentes em condições não perturbadas; Grupo

II (GII) ‐ espécies indiferentes ao enriquecimento orgânico; apresentam baixas densidades,

com variações pouco significativas ao longo do tempo; Grupo III (GIII) ‐ espécies tolerantes a

um excessivo enriquecimento orgânico; ocorrem em condições normais, mas as suas

populações são estimuladas pelo aumento dos teores de matéria orgânica; Grupo IV (GIV) ‐

espécies oportunistas de 2ª ordem; proliferam em situações de desequilíbrio ligeiro a

pronunciado; Grupo V (GV) ‐ espécies oportunistas de 1ª ordem; proliferam em situações de

desequilíbrio pronunciado. Com base na abundância relativa dos taxa presentes em cada

colheita é calculado o índice AMBI, segundo a seguinte fórmula:


12

100

GV)] % x (6,0GIV)%x(4,5GIII)%x(3,0GII)%x (1,5 GI) % x [(0,0AMBI

O M‐AMBI é calculado a partir dos valores dos três parâmetros constituintes através de análise

factorial, por forma a determinar o correspondente rácio de qualidade ecológica (RQE). Os

respectivos valores de referência para cada classe de qualidade ecológica (Tabela I) foram

definidos a partir do exercício de intercalibração Europeia para implementação da Directiva‐

Quadro da Água (Borja et al., 2007; Borja et al., 2009). Para o cálculo desta metodologia foi

utilizado o software AMBI 4.1, disponibilizado em www.azti.es.

Tabela I – Valores dos limites do rácio de qualidade ecológica para a definição das diferentes classes de

qualidade estabelecidas para aplicação do M‐AMBI (Borja et al., 2007; Borja et al., 2009)

Classe ecológica Limites da classe

Elevado 0,77≤ M‐AMBI ≤ 1,00

Bom 0,53 ≤ M‐AMBI < 0,77

Moderado 0,39 ≤ M‐AMBI < 0,53

Reduzido 0,20 ≤ M‐AMBI < 0,39

Mau 0,00 ≤ M‐AMBI < 0,20

O Índice Biótico Marinho (AMBI), desenvolvido para ambientes marinhos e adaptado

posteriormente a sistemas estuarinos (Borja et al., 2000; Muxika et al., 2005), é

particularmente adequado para determinar o impacto nas comunidades de

macroinvertebrados bentónicos resultante do aumento das cargas orgânicas (Costa et al.

2008). No entanto, em situações de elevada degradação ambiental, em que a riqueza e

diversidade taxonómicas se tornam muito reduzidas, este método torna‐se menos fidedigno

(Borja & Muxika, 2005), sendo substituído com vantagem pelo seu homólogo multivariado,

que tem em conta também aqueles dois parâmetros representativos da estrutura das referidas

comunidades. Esta foi a razão pela qual, no presente estudo, se seleccionou o M‐AMBI para

descrever o nível de perturbação das comunidades de macroinvertebrados bentónicos, já que

o estado ecológico de alguns pontos de amostragem particularmente empobrecidos em

termos biológicos seria deficientemente avaliado mediante a aplicação do AMBI.

Monitorização biológica de descarga de efluentes na área ribeirinha de Lisboa – Resultados

13

3. RESULTADOS

3.1. SEDIMENTOS SUPERFICIAIS

3.1.1. GRANULOMETRIA DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS

De um modo geral, observa‐se uma dominância de elementos finos nos sedimentos das quatro

áreas em estudo, quer nas estações de amostragem de tratamento, quer nas suas homólogas

de controlo (Figuras 7 a 10).

2009 2010

Transepto/radial

Transepto/radial

Cascalho Areia Vasa

Figura 7 ‐ Variação da granulometria dos sedimentos nas diversas estações amostradas na zona de

Alcântara em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de amostragem de

controlo).


14

Em Alcântara, apenas no transepto T1, mais próximo das instalações portuárias, se observa

com alguma frequência um incremento das partículas sedimentares mais grosseiras (Figura 7).

Já no Terreiro do Paço, a percentagem de areia foi ligeiramente superior em 2010, verificando‐

se alguma tendência para a existência de sedimentos um pouco mais grosseiros na radial C,

mais afastada de terra, sobretudo nas estações de amostragem de tratamento (Figura 8). Quer

em Chelas (Figura 9), quer em Beirolas (Figura 10), apenas em situações pontuais, e

principalmente nas respectivas áreas controlo, os fundos não foram em 2010 inteiramente

dominados por sedimentos de origem vasosa. Mesmo assim, em ambos os locais, verificou‐se

uma tendência muito ténue para aumento da fracção arenosa nas radiais exteriores.

2009 2010

Transepto/radial

Transepto/radial

Cascalho Areia Vasa

Figura 8 ‐ Variação da granulometria dos sedimentos nas diversas estações amostradas na zona do

Terreiro do Paço em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de

amostragem de controlo).


15

Transepto/radial

Cascalho Areia Vasa


Chelas em 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de amostragem de controlo).


16

Transepto/radial

Cascalho Areia Vasa


Beirolas em 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de amostragem de controlo).

3.1.2. MATÉRIA ORGÂNICA DOS SEDIMENTOS SUPERFICIAIS

Os teores de matéria orgânica total (MOT) observados nas várias estações de amostragem

foram, na generalidade, superiores a 5%, quer nas áreas de amostragem de tratamento, quer

nas áreas de amostragem de controlo (Figuras 11 a 14). Estes valores podem ser considerados

elevados e característicos de zonas sujeitas a fortes cargas orgânicas de origem antrópica, na

medida em que vasas não poluídas comportam normalmente níveis de MOT situados entre


17

0,5% e 5,0% (Hily, 1984). Mesmo assim, em Alcântara, os níveis de matéria orgânica tenderam

a ser ligeiramente superiores nas estações de amostragem de tratamento do que nas estações

de amostragem de controlo, com excepção do transepto T1, onde a maior percentagem de

sedimentos grosseiros dificulta a retenção das partículas orgânicas (Figura 11). No Terreiro do

Paço, foi também nas estações com um fundo mais arenoso, ou seja, na radial C, que os teores

de MOT se revelaram um pouco inferiores (Figura 12). Em nenhum destes dois locais se

verificaram variações notórias nos níveis de matéria orgânica de 2009 para 2010. Quer em

Chelas (Figura 13), quer em Beirolas (Figura 14), os valores de MOT nos sedimentos não

apresentaram variações espaciais significativas em 2010, nem sequer entre as áreas de

amostragem de tratamento e de controlo. Refira‐se, contudo, que os maiores valores de

matéria orgânica nos sedimentos foram normalmente observados em Chelas, situando‐se

estes quase sempre acima dos 8%.

2009 2010

Figura 11 – Variação da percentagem de matéria orgânica dos sedimentos nas diversas estações

amostradas na zona de Alcântara em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐

estações de amostragem de controlo).

2009 2010


amostradas na zona do Terreiro do Paço em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento;

C ‐ estações de amostragem de controlo).


18


amostradas na zona de Chelas em 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de



amostradas na zona de Beirolas em 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de


3.2. MACROINVERTEBRADOS BENTÓNICOS

3.2.1. ELENCO FAUNÍSTICO

Na zona de Alcântara, em 2010 foram identificados 91 taxa, num total de 2656 indivíduos,

enquanto em 2009 haviam sido inventariados 32 taxa, num total de 191 indivíduos (Tabela II).

Até ao momento foram encontrados nesta área 96 taxa, sendo que apenas 28% foram comuns

a ambos os anos monitorizados. Em 2010 os Annelida foram o grupo mais representado

(38 taxa), seguidos dos Mollusca (25 taxa), dos Arthropoda (20 taxa) e dos Cnidaria (5 taxa).

Todos eles registaram um aumento do número de taxa identificados, relativamente a 2009,

tanto globalmente, como quando se consideraram as estações de amostragem de tratamento

e de controlo em separado.


19

Tabela II ‐ Lista e número de indivíduos capturados dos taxa presentes nas comunidades de

macroinvertebrados bentónicos de Alcântara (ALT – estações de amostragem de tratamento; ALC –

estações de amostragem de controlo) em 2009 e 2010 (x – presença confirmada, mas não quantificada)

Taxa 2009 2010

ALT ALC ALT ALC

FILO CNIDARIA CLASSE ANTHOZOA Ordem Actinaria Família Actiniidae Actinia equina (Linnaeus, 1758) 6 Bolocera tuediae (Johnston, 1832) 2 Urticina eques (Gosse, 1858) 1

Família Hormathiidae Hormathia coronata (Gosse, 1858) 1

Família Sagartiidae Sagartia troglodytes (Price in Johnston, 1847) 1 3

CLASSE HYDROZOA Hydrozoa n.i. x x

FILO NEMERTEA Nemertea n.i. 2 2 10

FILO NEMATODA Nematoda n.i. x x x x

FILO MOLLUSCA CLASSE POLYPALCOPHORA Ordem Chitonida Família Chaetopleuridae Chaetopleura (Chaetopleura) angulata (Spengler, 1797) 1

CLASSE GASTROPODA Ordem Littorinimorpha Família Hydrobiidae Hydrobia ulvae (Pennant, 1777) 6

Família Tornidae Tornus subcarinatus (Montagu, 1803) 1

Ordem Neogastropoda Família Muricidae Ocenebra erinaceus (Linnaeus, 1758) 3

Família Nassariidae Nassarius reticulatus (Linnaeus, 1758) 5 6 11 15Nassarius sp. 1 1

Ordem Heterostropha Família Pyramidellidae Chrysallida suturalis (Philippi, 1844) 1 Eulimella acicula (Philippi, 1836) 1 Eulimella cerullii (Cossmann, 1916) 2 Turbonilla lactea (Linnaeus, 1758) 12Gastropoda n.i. 1

CLASSE BIVALVIA Ordem Nuculida Família Nuculidae Nucula sp. 2 2 5

Ordem Mytiloida Família Mytilidae Modiolula phaseolina (Philippi, 1844) 1 Mytilidae n.i. 1

(continua)


20

Tabela II (continuação)

Taxa 2009 2010

ALT ALC ALT ALC

Ordem Veneroida Família Cardiidae Cerastoderma glaucum (Bruguière, 1789) 4 8 13Parvicardium pinnulatum (Conrad, 1831) 1

Família Mactridae Spisula subtruncata (da Costa, 1778) 3 3 26

Família Montacutidae Kurtiella bidentata (Montagu, 1803) 1 8

Família Semelidae Abra alba (W. Wood, 1802) 1 4 12Abra prismatica (Montagu, 1808) 1 Abra sp. 1

Família Veneridae Venerupis senegalensis (Gmelin, 1791) 6 1 8 15Venus verrucosa Linnaeus, 1758 1

Ordem Euheterodonta não definida Família Pharidae Pharus legumen (Linnaeus, 1758) 1

Ordem Myoida Família Corbulidae Corbula gibba (Olivi, 1792) 1 12

Família Pholadidae Barnea candida (Linnaeus, 1758) 17Bivalvia n.i. 3

FILO ANNELIDA CLASSE OLIGOCHAETA

Oligochaeta n.i. 53 115 24CLASSE POLYCHAETA Ordem Phyllodocida Família Polynoidae Harmothoe extenuata (Grube, 1840) 1 Harmothoe longisetis (Grube, 1863) 1

Família Pholoidae Pholoe inornata Johnston, 1839 1

Família Sigalionidae Sthenelais boa (Johnston, 1833) 2

Família Hesionidae Gyptis propinqua Marion & Bobretzky, 1875 1 5 Kefersteinia cirrata (Keferstein, 1862) 1

Família Syllidae Myrianida sp. 1 1 1 Parapionosyllis sp. 1 2

Nereididae Eunereis longissima Johnston, 1840 1 3 2

Nephtyidae Nephtys hombergii Savigny in Lamarck, 1818 11 19 22 37

Família Glyceridae Glycera sp. 2 1

Ordem Eunicida Família Onuphidae Diopatra neapolitana Delle Chiaje, 1841 4 Diopatra sp. 2

(continua)


21


Taxa 2009 2010

ALT ALC ALT ALC

Família Lumbrineridae Lumbrineris gracilis Ehlers, 1868 1

Ordem Spionida Família Spionidae Aonides oxycephala (Sars, 1862) 1 10 Polydora ciliata (Johnston, 1838) 2 Polydora ligni Webster, 1879 1 1 71Prionospio cirrifera Wirén, 1883 2 Prionospio multibranchiata Berkeley, 1927 1 Pseudopolydora paucibranchiata (Okuda, 1937) 21Streblospio shrubsolii (Buchanan, 1890) 40 180

Família Magelonidae Magelona minuta Eliason, 1962 2

Ordem Cossurida Família Cossuridae Cossura coasta Kitamori, 1960 4 Cossura soyeri Laubier, 1964 11 2

Ordem Capitellida Família Capitellidae Capitella capitata (Fabricius, 1780) 21 1 413 9 Heteromastus filiformis (Claparède, 1864) 6 2 Mediomastus fragilis Rasmussen, 1973 9 53 35Notomastus latericeus Sars, 1851 1 1

Ordem Terebellida Família Cirratulidae Aphelochaeta sp. 24 47 Chaetozone sp. 1 Tharyx sp. 2 99 987

Família Melinninae Melinna palmata Grube, 1870 1 3

Família Pectinariidae Lagis koreniMalmgren, 1866 1 1 4

Família Terebellidae Lanice conchilega Pallas, 1766 1 1

Ordem Sabellida Família Sabellariidae Sabellaria spinulosa Leuckart, 1849 2

Família Sabellidae Chone sp. 1

Família Serpulidae Pomatoceros lamarcki (Quatrefages, 1866) 3 2

FILO ARTHROPODA CLASSE MAXILLOPODA Ordem Sessilia Família Balanidae Balanus crenatus Bruguiére, 1789 7 6 Maxillopoda n.i. x

CLASSE OSTRACODA Ordem Pantopoda Família Ammotheidae Ammothella longipes (Hodge, 1864) 1

(continua)


22


Taxa 2009 2010

ALT ALC ALT ALC

Família Phoxichilidiidae Anoplodactylus pygmaeus (Hodge, 1864) 1

Família Pycnogonidae Pycnogonum litorale (Strom, 1762) 1

CLASSE MALACOSTRACA Ordem Amphipoda Família Atylidae Atylus guttatus (Costa, 1851) 1

Família Corophiidae Monocorophium ascherusicum (Costa, 1857) 84 26

Família Ischyroceridae Ericthonius punctatus (Bate, 1857) 20 5

Família Liljeborgiidae Listriella dentipalma Dauvin & Gentil, 1983 1

Família Melitidae Abludomelita gladiosa (Bate, 1862) 1 Abludomelita obtusata (Montagu, 1813) 1 Melita palmata (Montagu, 1804) 2

Ordem Isopoda Família Anthuridae Cyathura carinata (Krøyer, 1847) 11

Ordem Cumacea Família Bodotridae Bodotria arenosa Goodsir, 1843 1 Bodotria scorpioides (Montagu, 1804) 3 Iphinoe tenella Sars, 1878 2

Ordem Decapoda Família Crangonidae Crangon crangon (Linnaeus, 1758) 1

Família Diogenidae Diogenes pugilator (Roux, 1829) 1 2

Família Atelecyclidae Atelecyclus rotundatus (Olivi, 1792) 1 1

Família Pinnotheridae Pinnotheres pisum (Linnaeus, 1767) 13

Família Portunidae Liocarcinus sp. 1

CLASSE INSECTA Ordem Diptera Família Psychodidae Psychodidae n.i. 1

FILO BRYOZOA Bryozoa n.i. x x

Total 144 47 1022 1634Número de taxa 20 19 55 64

Até o momento foram identificados no Terreiro do Paço 56 taxa e capturados 702 indivíduos,

sendo que apenas 23% dessas entidades taxonómicas ocorreram em ambos os anos

monitorizados (Tabela III). Em 2010 foram inventariados 32 taxa, dos quais 14 anelídeos, 7

moluscos e igual número de artrópodes. Em 2009 os moluscos eram o grupo melhor


23

representado, com 14 taxa, seguidos dos anelídeos, com apenas 11. Quando se consideram as

estações de amostragem de tratamento separadas das de controlo, observa‐se que nas

primeiras se registou um claro aumento no número de taxa e que nas segundas houve um

acentuado decréscimo.

Tabela III ‐ Lista e número de indivíduos capturados dos taxa presentes nas comunidades de

macroinvertebrados bentónicos do Terreiro do Paço (TPT – estações de amostragem de tratamento;

TPC – estações de amostragem de controlo) em 2009 e 2010 (x – presença confirmada, mas não

quantificada)

Taxa 2009 2010

TPT TPC TPT TPC

FILO CNIDARIA CLASSE ANTHOZOA Ordem Actinaria Família Sagartiidae Sagartia troglodytes (Price in Johnston, 1847) 1

CLASSE HYDROZOA Hydrozoa n.i. x x x

FILO NEMERTEA Nemertea n.i. 1 6 4 11

FILO NEMATODA Nematoda n.i. x x x

FILO MOLLUSCA CLASSE POLYPALCOPHORA Ordem Lepidopleurida Família Leptochitonidae Leptochiton asellus (Gmelin, 1791) 1

CLASSE GASTROPODA Ordem Littorinimorpha Família Rissoidae Pusillina inconspicua (Alder, 1844) 3

Ordem Nudibranchia Família Facelinidae Facelina sp. 1

CLASSE BIVALVIA Ordem Nuculida Família Nuculidae Nucula sp. 3 2

Ordem Mytiloida Família Mytilidae Modiolula phaseolina (Philippi, 1844) 2 1 Modiolus modiolus (Linnaeus, 1758) 2

Ordem Veneroida Família Cardiidae Acanthocardia aculeata (Linnaeus, 1767) 1 Cerastoderma glaucum (Bruguière, 1789) 3 2 5 1 Parvicardium pinnulatum (Conrad, 1831) 3 14

Família Mactridae Spisula subtruncata (da Costa, 1778) 1 1

(continua)


24

Tabela III (continuação)

Taxa 2009 2010

TPT TPC TPT TPC

Família Montacutidae Kurtiella bidentata (Montagu, 1803) 3 3

Família Semelidae Abra alba (W. Wood, 1802) 6 3 3 1 Abra nitida (Müller, 1776) 1 Abra prismatica (Montagu, 1808) 2 Abra sp. 1

Família Veneridae Venerupis senegalensis (Gmelin, 1791) 2

Ordem Myoida Família Corbulidae Corbula gibba (Olivi, 1792) 6


Oligochaeta n.i. 44 19CLASSE POLYCHAETA Ordem Phyllodocida Família Polynoidae Harmothoe sp. 5


Família Phyllodocidae Eumida sanguinea (Örsted, 1843) 1

Família Hesionidae Gyptis propinqua Marion & Bobretzky, 1875 1 1

Família Syllidae Parapionosyllis sp. 8 17Sphaerosyllis sp. 1 1 Syllis gracilis Grube, 1840 1 7

Nereididae Eunereis longissima Johnston, 1840 1

Nephtyidae Nephtys hombergii Savigny in Lamarck, 1818 42 59 48 37

Família Glyceridae Glycera rouxi Audouin & Milne Edwards, 1833 1

Ordem Spionida Família Spionidae Prionospio cirrifera Wirén, 1883 1 1 Streblospio shrubsolii (Buchanan, 1890) 1 17 15

Ordem Cossurida Família Cossuridae Cossura soyeri Laubier, 1964 3 31

Ordem Capitellida Família Capitellidae Capitella capitata (Fabricius, 1780) 2 Mediomastus fragilis Rasmussen, 1973 24 8

Ordem Terebellida Família Cirratulidae Aphelochaeta sp. 1 Tharyx sp. 42 15

Família Pectinariidae Lagis koreniMalmgren, 1866 1 5 4

(continua)


25

Tabela III (continuação)

Taxa 2009 2010

TPT TPC TPT TPC

Família Terebellidae Lanice conchilega Pallas, 1766 3 26 25

FILO ARTHROPODA CLASSE PYCNOGONIDA Ordem Pantopoda Família Phoxichilidiidae Anoplodactylus petiolatus (Kroyer, 1844) 2

CLASSE MAXILLOPODA Ordem Sessilia Família Balanidae Maxillopoda n.i. x x

CLASSE MALACOSTRACA Ordem Mysida Família Mysidae Mesopodopsis slabberi (van Beneden, 1861) 14 Neomysis integer (Leach, 1814) 2

Ordem Amphipoda Família Ampeliscidae Ampelisca sp. 1 2

Família Atylidae Atylus guttatus (Costa, 1851) 1

Família Corophiidae Monocorophium ascherusicum (Costa, 1857) 12

Família Melitidae Abludomelita gladiosa (Bate, 1862) 2

Família Phoxocephalidae Harpinia sp. 2

Ordem Isopoda Família Anthuridae Cyathura carinata (Krøyer, 1847) 1 33 1

Família Idoteidae Idotea sp. 1

Ordem Decapoda Família Diogenidae Diogenes pugilator (Roux, 1829) 1

Família Inachidae Macropodia linaresi Forest & Zariquiey Alvarez, 1964 1

Família Portunidae Liocarcinus depurator (Linnaeus, 1758) 1

FILO ECHINODERMATA CLASSE ECHINODEA

Echinoidea n.i. 1

Total 70 193 273 166Número de taxa 19 31 30 16

Em Chelas, em 2010, foram identificados 49 taxa, num total de 506 indivíduos, na sua maioria

encontrados nas estações de amostragem de controlo, uma vez que nas estações de

amostragem de tratamento apenas foram capturados 14 organismos, pertencentes a 9 taxa


26

(Tabela IV). O grupo mais representado foi o dos Annelida, com 21 taxa, seguido dos

Arthropoda e dos Mollusca, com 13 e 8 taxa, respectivamente.

Tabela IV ‐ Lista e número de indivíduos capturados dos taxa presentes nas comunidades de

macroinvertebrados bentónicos de Chelas (CHT – estações de amostragem de tratamento;

CHC – estações de amostragem de controlo) em 2010 (x – presença confirmada, mas não quantificada)

Taxa 2010

CHT CHC

FILO CNIDARIA CLASSE ANTHOZOA Ordem Actinaria Família Actiniidae Actinia equina (Linnaeus, 1758) 3 Bolocera tuediae (Johnston, 1832) 1

Classe Hydrozoa Hydrozoa n.i. x

FILO NEMERTEA Nemertea n.i. 12

FILO NEMATODA Nematoda n.i. x x

FILO MOLLUSCA CLASSE GASTROPODA Ordem Heterostropha Família Pyramidellidae Chrysallida suturalis (Philippi, 1844) 5

CLASSE BIVALVIA Ordem Nuculida Família Nuculidae Nucula sp. 15

Ordem Veneroida Família Cardiidae Cardiidae n.i. 1

Família Montacutidae Kurtiella bidentata (Montagu, 1803) 4

Família Semelidae Abra alba (W. Wood, 1802) 1

Família Veneridae Venerupis senegalensis (Gmelin, 1791) 3

Ordem Myoida Família Pholadidae Barnea candida (Linnaeus, 1758) 12 Bivalvia n.i. 1


Oligochaeta n.i. 66 CLASSE POLYCHAETA Ordem Phyllodocida Família Polynoidae Harmothoe extenuata (Grube, 1840) 2 Harmothoe imbricata (Linnaeus, 1767) 4

(continua)


27

Tabela IV (continuação)

Taxa 2010

CHT CHC


Família Syllidae Parapionosyllis sp. 115 Syllis garciai (Campoy, 1982) 1 Syllis gracilis Grube, 1840 3

Família Nereididae Eunereis longissima Johnston, 1840 1

Família Nephtyidae Nephtys hombergii Savigny in Lamarck, 1818 5 6

Família Glyceridae Glycera convoluta Keferstein, 1862 4

Ordem Eunicida Família Eunicidae Marphysa sanguinea (Montagu, 1815) 1

Família Lumbrineridae Lumbrineris gracilis Ehlers, 1868 1 Lumbrineris latreilli Audouin & Milne Edwards, 1834 1

Ordem Spionida Família Spionidae Streblospio shrubsolii (Buchanan, 1890) 2 Polydora sp. 1

Ordem Capitellida Família Capitellidae Heteromastus filiformis (Claparède, 1864) 7 Mediomastus fragilis Rasmussen, 1973 20 Notomastus latericeus Sars, 1851 2

Ordem Terebellida Família Cirratulidae Tharyx sp. 37

Família Melinninae Melinna palmata Grube, 1870 5

Família Terebellidae Lanice conchilega Pallas, 1766 112

FILO ARTHROPODA CLASSE PYCNOGONIDA Ordem Pantopoda Família Ammotheidae Ammothella longipes (Hodge, 1864) 1

CLASSE MALACOSTRACA Ordem Mysida Família Mysidae Gastrosaccus spinifer (Goës, 1864) 3 Mesopodopsis slabberi (van Beneden, 1861) 2 1 Neomysis integer (Leach, 1814) 3 6

Ordem Amphipoda Família Corophiidae Monocorophium ascherusicum (Costa, 1857) 5

Família Ischyroceridae Ericthonius punctatus (Bate, 1857) 6

Família Melitidae Abludomelita obtusata (Montagu, 1813) 3

(continua)


28

Tabela IV (continuação)

Taxa 2010

CHT CHC

Ordem Isopoda Família Anthuridae Cyathura carinata (Krøyer, 1847) 1

Ordem Decapoda Família Inachidae Macropodia linaresi Forest & Zariquiey Alvarez, 1964 1

Família Pinnotheridae Pinnotheres pisum (Linnaeus, 1767) 3

Família Portunidae Carcinus maenas (Linnaeus, 1758) 6 Liocarcinus depurator (Linnaeus, 1758) 1

CLASSE INSECTA Ordem Diptera Família Psychodidae Psychodidae n.i. 1

FILO BRYOZOA Bryozoa n.i. x

FILO ECHINODERMATA CLASSE OPHIUROIDEA Ordem Ophiurida Família Amphiuridae Amphipholis squamata (Delle Chiaje, 1828) 7

Total 14 492 Número de taxa 9 44

Em 2010 foram identificados 60 taxa, num total de 5952 indivíduos, em Beirolas (Tabela V). O

grupo mais representado foi o dos Arthropoda, com 22 taxa, seguido dos Annelida e dos

Mollusca, com 21 e 11 taxa, respectivamente.

Tabela V ‐ Lista e número de indivíduos capturados dos taxa presentes nas comunidades de

macroinvertebrados bentónicos de Beirolas (BRT – estações de amostragem de tratamento; BRC –

estações de amostragem de controlo) em 2010 (x – presença confirmada, mas não quantificada)

Taxa 2010

BRT BRC

FILO CNIDARIA CLASSE HYDROZOA

Hydrozoa n.i. 0 0 FILO NEMERTEA

Nemertea n.i. 5 1 FILO NEMATODA

Nematoda n.i. 0 0 FILO MOLLUSCA CLASSE GASTROPODA Ordem Littorinimorpha Família Hydrobiidae Hydrobia ulvae (Pennant, 1777) 330 1605

(continua)


29

Tabela V (continuação)

Taxa 2010

BRT BRC

CLASSE BIVALVIA Ordem Veneroida Família Cardiidae Cerastoderma glaucum (Bruguière, 1789) 10 4 Parvicardium exiguum (Gmelin, 1791) 1

Família Scrobiculariidae Scrobicularia plana (da Costa, 1778) 21 102

Família Semelidae Abra alba (W. Wood, 1802) 2 Abra sp. 2

Família Veneridae Ruditapes philippinarum (Adams & Reeve, 1850) 1 23 Venerupis senegalensis (Gmelin, 1791) 1 Veneridae sp1 2 22

Ordem Myoida Família Corbulidae Corbula gibba (Olivi, 1792) 3

Família Pholadidae Barnea candida (Linnaeus, 1758) 15


Oligochaeta n.i. 285 429 CLASSE POLYCHAETA Ordem Phyllodocida Família Polynoidae Harmothoe extenuata (Grube, 1840) 1 Harmothoe imbricata (Linnaeus, 1767) 1

Família Phyllodocidae Eumida sanguinea (Örsted, 1843) 1 Mysta picta (Quatrefagues, 1865) 1

Família Hesionidae Gyptis propinqua Marion & Bobretzky, 1875 1

Família Syllidae Myrianida sp. 4 11 Parapionosyllis sp. 12 2 Sphaerosyllis sp. 1 Syllis gracilis Grube, 1840 19 1

Nereididae Eunereis longissima Johnston, 1840 1 Hediste diversicolor (O.F. Müller, 1776) 328 790

Nephtyidae Nephtys hombergii Savigny in Lamarck, 1818 10 14

Ordem Eunicida Família Dorvilleidae Dorvillea sp. 1

Ordem Spionida Família Spionidae Polydora ciliata (Johnston, 1838) 4 Polydora ligniWebster, 1879 116 148 Streblospio shrubsolii (Buchanan, 1890) 508 618

Ordem Capitellida Família Capitellidae Heteromastus filiformis (Claparède, 1864) 1

(continua)


30


Taxa 2010

BRT BRC

Ordem Terebellida Família Cirratulidae Tharyx sp. 26 32

Família Terebellidae Lanice conchilega Pallas, 1766 86 84

Ordem Sabellida Família Serpulidae Serpulidae n.i. 1

FILO ARTHROPODA CLASSE PYCNOGONIDA Ordem Pantopoda Família Phoxichilidiidae Anoplodactylus pygmaeus (Hodge, 1864) 1

CLASSE MAXILLOPODA Ordem Sessilia Família Balanidae Balanus crenatus Bruguiére, 1789 4

CLASSE OSTRACODA Ostracoda n.i. 0

CLASSE MALACOSTRACA Ordem Mysida Família Mysidae Mesopodopsis slabberi (van Beneden, 1861) 6 Neomysis integer (Leach, 1814) 1

Ordem Amphipoda Família Amphilochidae Amphilochus picadurus J.L. Barnard, 1962 1 Gitana sarsi Boeck, 1871 1

Família Atylidae Atylus guttatus (Costa, 1851) 2

Família Corophiidae Monocorophium ascherusicum (Costa, 1857) 38 24

Família Ischyroceridae Ericthonius punctatus (Bate, 1857) 3

Família Melitidae Melita palmata (Montagu, 1804) 19 28

Ordem Isopoda Família Anthuridae Cyathura carinata (Krøyer, 1847) 43 60

Família Idoteidae Idotea emarginata (Fabricius, 1793) 1 Idotea sp. 1 5

Família Sphaeromatidae Lekanesphaera monodi (Arcangeli, 1934) 1

Ordem Cumacea Família Bodotridae Bodotria scorpioides (Montagu, 1804) 1 2 Iphinoe tenella Sars, 1878 1

Ordem Decapoda Família Inachidae Macropodia linaresi Forest & Zariquiey Alvarez, 1964 1

Família Portunidae Carcinus maenas (Linnaeus, 1758) 1

(continua)


31


Taxa 2010

BRT BRC

Família Crangonidae Crangon crangon (Linnaeus, 1758) 3 4

CLASSE INSECTA Ordem Diptera Família Chironomidae Chironomidae n.i. 1

Família Ephydridae Ephydridade n.i. 1

FILO BRYOZOA Bryozoa n.i. 0 0

FILO CHORDATA CLASSE ASCIDIACEA Ordem Stolidobranchia Família Molgulidae Molgula occulta Kupffer, 1875 1 8 Molgula tubifera (Orstedt, 1844) 2

Total 1884 4068 Número de taxa 37 49

3.2.2. ESTRUTURA DAS COMUNIDADES BENTÓNICAS

De um modo geral, pode afirmar‐se que os valores de riqueza e diversidade taxonómicas de

macroinvertebrados bentónicos e a sua densidade são normalmente intermédios em Alcântara

(Figura 15) e Terreiro do Paço (Figura 16), muito baixos em Chelas (Figura 17) e

consideravelmente elevados em Beirolas (Figura 18). De qualquer forma, em Alcântara os três

parâmetros denotaram algum aumento em 2010, quer nas estações de amostragem de

tratamento, quer nas estações de amostragem de controlo (Figura 15). Já no Terreiro do Paço,

esse aumento generalizado nos vários parâmetros terá ocorrido sobretudo na radial mais

próxima de terra (A) e, mais uma vez, tanto nas estações de amostragem de tratamento, como

nas de controlo (Figura 16). Em Chelas, apenas no transepto de controlo C2 (localizado a

montante do emissário) se verificaram valores de densidade e de riqueza e diversidade

taxonómicas importantes, estando as restantes estações de amostragem altamente

empobrecidas em termos de macroinvertebrados bentónicos (Figura 17). Pelo contrário, em

Beirolas estes parâmetros foram normalmente muito elevados em todos os pontos de colheita

(Figura 18). Neste caso, as principais diferenças parecem estar principalmente relacionadas

com o gradiente de distância em relação à margem terrestre, com a riqueza e diversidade

taxonómicas a aumentarem do intertidal para o subtidal e a densidade dos organismos a ter

uma evolução inversa. Já as estações de amostragem de tratamento e de controlo, poucas

diferenças parecem ter exibido no local, em termos de estrutura das respectivas comunidades

de macroinvertebrados bentónicos.


32

Figura 15 – Número de taxa (S), densidade (D) e diversidade taxonómica (H’) de macroinvertebrados

bentónicos em Alcântara, em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de



bentónicos no Terreiro do Paço, em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento;

C ‐ estações de amostragem de controlo).


33


bentónicos em Chelas, em 2010 (T ‐ estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de



bentónicos em Beirolas, em 2010 (T – estações de amostragem de tratamento; C ‐ estações de



34

3.2.3. ESTADO DE CONSERVAÇÃO DAS COMUNIDADES BENTÓNICAS

Na zona de Alcântara as comunidades de macroinvertebrados bentónicos denotaram uma

melhoria acentuada no seu estado de conservação de 2009 para 2010 (Figura 19). De facto,

apenas na radial mais próxima do emissário (A) a situação se manteve semelhante à do ano

anterior, permanecendo as respectivas comunidades num estado ecológico Moderado. Na

radial intermédia (B), estas passaram de um nível Reduzido para Elevado e na radial mais

afastada (C) de Moderado/Bom para Bom/Elevado. Nestes últimos casos, o estado ecológico

das comunidades de macroinvertebrados bentónicos locais aproximou‐se do verificado nas

estações de amostragem de controlo, as quais sempre pertenceram às classes Bom/Elevado.

Figura 19 – Valores de AMBI‐Multivariado (M‐AMBI) obtidos para as comunidades de

macroinvertebrados bentónicos da zona de Alcântara em 2009 e 2010 (T ‐ estações de amostragem de

tratamento: A, B e C ‐ radiais; C ‐ transeptos de controlo).

Em relação às comunidades de macroinvertebrados do Terreiro do Paço, estas mantiveram em

2010 basicamente o mesmo estado de perturbação que no ano anterior (Figura 20). Neste

caso, exibiram nas estações de amostragem de tratamento uma qualidade ecológica

Moderada na radial mais próxima do emissário (A) e Boa nas outras duas (B e C). Os transeptos

de controlo permaneceram em estado Bom/Elevado em ambos os anos.


35


macroinvertebrados bentónicos da zona do Terreiro do Paço em 2009 e 2010 (T ‐ estações de

amostragem de tratamento: A, B e C ‐ radiais; C ‐ transeptos de controlo).

Em 2010, as comunidades de macroinvertebrados bentónicos da zona de Chelas denotaram

um estado ecológico Mau nas estações de amostragem de tratamento mais próximas do

emissário (radiais A e B) e Reduzido na radial mais afastada (C) (Figura 21). Mesmo o transepto

de controlo a jusante do ponto de descarga revelou um estado ecológico Mau. Apenas o seu

homólogo de montante destoou positivamente neste panorama, exibindo as respectivas

comunidades uma Elevada qualidade ecológica.


macroinvertebrados bentónicos da zona de Chelas em 2010 (T ‐ estações de amostragem de

tratamento: A, B e C ‐ radiais; C ‐ transeptos de controlo).


36

Na zona de Beirolas, em 2010 as comunidades de macroinvertebrados bentónicos

apresentaram um estado ecológico Bom/Elevado em todas as estações de amostragem (Figura

22). As principais diferenças neste particular pareceram ocorrer entre o intertidal e o subtidal,

com as comunidades desta última região a surgirem normalmente em estado ecológico

superior (Figura 22A). Por outro lado, é visível uma clara melhoria na qualidade ecológica da

área desde 1997, sendo esta particularmente sustentada desde 2003 (Figura 22B).


macroinvertebrados bentónicos da zona de Beirolas em 2010 (A) e, apenas nas estações de amostragem

de controlo, desde 1997 (B) (T ‐ estações de amostragem de tratamento: A, B, C e D ‐ radiais;

C – transeptos de controlo).

A

B

Monitorização biológica de descarga de efluentes na área ribeirinha de Lisboa – Conclusões

37

4. CONCLUSÕES

Incidindo este estudo sobre zonas próximas da margem ribeirinha, onde as correntes

estuarinas são mais atenuadas, foi sem surpresa que se observou serem os sedimentos das

várias estações de amostragem predominantemente vasosos, já que o menor hidrodinamismo

global destas áreas marginais permite uma maior deposição de elementos finos. Apenas na

radial mais externa do Terreiro do Paço (em muito menor grau, também em Beirolas e em

Chelas) e no ponto de amostragem mais próximo do cais de Alcântara se observou

frequentemente a existência de um substrato mais grosseiro, no primeiro caso porque o

hidrodinamismo aumenta com a proximidade à zona central do canal estuarino, no segundo

caso, presumivelmente, devido a alterações dos fundos relacionadas com a actividade

portuária adjacente. Já o ligeiro incremento global na fracção arenosa do leito estuarino no

Terreiro do Paço, em 2010, terá resultado das obras aí realizadas durante este período.

Naturalmente, o referido predomínio de elementos finos nos sedimentos das áreas em estudo

potencia a acumulação de matéria orgânica nos respectivos fundos, uma vez que as partículas

de MOT ficam mais facilmente retidas quando a distância entre os grãos dos sedimentos é

reduzida, situação que é favorecida pela menor granulometria destes últimos (Creutzberg et

al., 1984). Daí que os menores teores de matéria orgânica se tenham verificado precisamente

nos pontos de amostragem com sedimentos mais grosseiros. No entanto, mesmo para fundos

predominantemente vasosos, os valores de MOT observados foram bastante elevados e

frequentemente próximos ou mesmo superiores a 10%. Tais resultados são semelhantes aos

encontrados neste tipo de sedimentos noutros locais do estuário do Tejo, sobretudo em áreas

com forte introdução de cargas orgânicas de origem antrópica (CO, dados não publicados). De

qualquer forma, o facto de, na generalidade das áreas de estudo, não se terem verificado

diferenças notórias nos teores de MOT presentes nos sedimentos das estações de amostragem

de tratamento e de controlo, parece indiciar que, ou a influência dos efluentes é suficiente

forte para se fazer sentir de modo idêntico junto às fontes emissoras e a mais de 500 m de

distância, ou estes níveis de matéria orgânica são típicos dos sedimentos vasosos destas áreas

ribeirinhas devido à introdução passada e/ou presente de importantes cargas orgânicas em

vários pontos da margem. Apenas na zona de Alcântara as estações de amostragem de

controlo pareceram ter níveis de MOT um pouco inferiores às suas homólogas de tratamento,

mas, por outro lado, a entrada da respectiva ETAR em plena laboração, a partir de finais de

2009, não terá tido quaisquer efeitos positivos visíveis a nível da concentração de matéria

orgânica nos sedimentos vizinhos da saída do emissário. Para já, parece pois mais credível a

hipótese destes níveis de matéria orgânica relativamente elevados serem típicos dos


38

sedimentos vasosos das áreas ribeirinhas da região e, dentro de certos limites, razoavelmente

independentes da presença de efluentes domésticos. Naturalmente, só a continuação do

programa de monitorização em curso permitirá esclarecer se as alterações infra‐estruturais

efectuadas possibilitarão uma melhoria sensível nos teores de MOT das áreas de Alcântara e

do Terreiro do Paço, ou se estes se manterão razoavelmente elevados, como acontece

actualmente em Beirolas e, sobretudo, em Chelas.

À primeira vista, não deixa de ser surpreendente que a área sob influência do emissário de

Chelas exiba os maiores níveis de poluição orgânica dos quatro locais estudados, quando os

efluentes do Terreiro do Paço não têm tido qualquer tratamento e a ETAR de Alcântara, não só

serve uma população muito superior à de Chelas, como até aqui realizou unicamente

tratamento primário das águas residuais. O maior hidrodinamismo e exposição à influência

marítima das regiões inferiores do estuário (onde se situam o Terreiro do Paço e Alcântara), a

localização encaixada da saída do colector da bacia de drenagem de Chelas numa reentrância

artificial (situação idêntica à de Alcântara) e a menor percentagem de efluentes domésticos

tratados pela ETAR de Beirolas (apenas 32% contra 90% em Chelas), poderão ajudar a explicar

a maior concentração de MOT na vizinhança do emissário de Chelas. Contudo, as análises

físico‐químicas efectuadas às águas descarregadas pelo colector de Chelas em 2010 (Tabela VI)

parecem contradizer a entrada recente de fortes cargas orgânicas no local, pelo que é provável

que estas tenham tido origem em períodos anteriores e/ou noutras fontes emissoras.

No que diz respeito às comunidades de macroinvertebrados bentónicos presentes nos vários

locais, à excepção do que acontece em Chelas, estas não exibiram sinais de uma degradação

muito significativa, embora sejam claramente empobrecidas quando comparadas com as

existentes noutros locais da zona terminal do estuário do Tejo (Costa et al., 2007, 2008). Para

esta situação muito contribuirá a presença dos vários emissários em estudo, embora o já

referido facto dos efluentes de Alcântara e do Terreiro do Paço serem lançados para a região

terminal do canal principal do estuário do Tejo, onde o forte hidrodinamismo local tem uma

importante acção regeneradora, reduza esses efeitos negativos. Com efeito, este padrão de

atenuação de impactos nas comunidades biológicas foi já detectado anteriormente em áreas

contíguas ao curso principal do estuário do Tejo, em claro contraste com o que se passa em

canais secundários do sistema ou em baías (Costa et al., 2005).

39

Tabela VI – Valores dos parâmetros físicos‐químicos da água das descargas efectuadas pelos emissários de Beirolas, Chelas, Terreiro do Paço (RO – Rua do Ouro; RA – Rua

Augusta; RP – Rua da Prata) e Alcântara em 2010 (CML, dados não publicados)

Parâmetros Locais/Datas

Beirolas Chelas Terreiro Paço Alcântara

2‐Mar 14‐Jun 8‐Set 9‐Dez 2‐Mar 14‐Jun 8‐Set 9‐Dez 3‐Mar 2‐Mar 14‐Jun 8‐Set 9‐Dez

2‐Mar 14‐Jun 8‐Set 9‐Dez RO RA + RP RO RA + RP RO RA + RP RO RA + RP

pH 7,7 8,3 7,8 7,6 7,7 7,9 7,9 7,5 8,9 8,1 7,7 7,9 8,0 8,1 8,6 8,7 7,7 7,4 7,2 7,3 SST 52 8 4 30 46 4 12 55 257 228 129 290 135 326 242 288 52 48 101 54 CBO5 (mg/l) 55 6 3 19 40 3 4 24 116 264 197 280 171 285 202 275 39 12 12 30 CQO (mg/l) 121 32 29 47 83 28 31 112 225 570 508 785 367 566 354 408 121 198 163 76 N‐NO2

‐ (mg/l) 0,253 0,108 0,285 0,178 0,035 0,136 0,333 0,073 0,126 0,391 <0,005 <0,005 <0,005 <0,005 0,245 0,267 0,197 0,321 0,515 0,100

N‐NO3‐ (mg/l) 7,45 2,36 4,58 3,06 5,54 4,47 6,28 5,15 1,20 1,66 0,49 0,07 0,10 <0,05 0,96 2,07 7,78 15,6 15,59 2,05

N‐NH4+ (mg/l) 6,23 8,84 2,04 4,97 5,07 6,47 4,39 5,24 10,58 28,28 33,66 38,86 29,79 32,82 16,58 18,34 6,26 4,98 3,81 5,06

N‐Norg (mg/l) 4,07 1,30 0,83 3,14 2,33 1,02 0,37 4,02 3,07 22,96 18,5 6,23 22,12 27,1 20,10 23,55 4,03 1,66 1,49 2,95 N‐Kjeldahl (mg/l) 10,30 10,14 2,87 8,11 7,40 7,49 4,76 9,26 13,65 51,24 52,16 45,09 51,91 59,92 36,68 41,89 10,29 6,64 5,30 8,01 Azoto total (mg/l) 18,00 12,61 7,74 11,35 12,98 12,10 11,37 14,48 14,98 53,29 52,65 45,16 52,01 59,92 37,89 44,23 18,27 22,56 21,41 10,16 Fósforo total (mg/l) 3,98 2,24 3,33 1,33 4,35 4,51 5,95 1,25 3,23 9,13 8,32 10,01 8,1 8,50 5,16 6,36 1,76 1,56 <0,125 0,29 Ferro total (mg/l) 0,30 0,15 0,21 0,28 0,10 0,12 0,65 0,65 3,41 0,28 0,47 0,90 0,35 1,57 1,69 3,38 0,38 1,32 2,69 0,56 Sulfatos (mg/l) 124,48 97,60 128,48 61,28 88,96 89,20 86,24 61,92 73,76 92,84 74,76 75,44 103,84 87,96 75,36 77,24 428,96 618,40 246,96 Óleos&Gorduras (mg/l) <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 49 24 310 59 49 56 18 23 <10 <10 <10 <10 Hidrocarbonetos (μg/l) <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 39 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 <10 Fenóis (μg/l) <0,10 0,13 0,14 <0,10 0,32 0,10 0,14 <0,10 0,17 0,13 0,31 0,20 0,33 0,23 0,41 0,54 0,15 0,10 0,15 0,29 Cloretos (mg/l) 460 265 558 167 122 119 131 91 95 179 216 178 374 263 123 116 2857 3512 4593 1706 Crómio VI (mg/l) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 Crómio total (mg/l) < 0,1 <0,1 <0,1 <0,1 Cobre (mg/l) <0,08 <0,08 <0,08 <0,08 Cádmio (mg/l) <0,04 <0,04 <0,04 <0,04 Chumbo (mg/l) <0,2 <0,2 <0,2 <0,2 Níquel (mg/l) <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 Manganês (mg/l) <0,06 <0,06 <0,06 0,15 Mercúrio (mg/l) <0,002 <0,002 <0,002 <0,002 Arsénio (mg/l) <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Alumínio (mg/l) <1 <1 1,1 <0,1 Sulfitos (mg/l) <1 <1 2,0 <1 Sulfuretos (mg/l) 1 1,3 3,1 1,0


40

Apesar da sua localização numa área menos exposta do estuário do Tejo, a saída do emissário

da bacia de Beirolas em zona aberta favorecerá a dispersão dos respectivos efluentes. Estas

características, juntamente com o tratamento terciário da respectiva ETAR, desde 2001, terão

permitido uma melhoria notável das comunidades de macroinvertebrados bentónicos locais, a

partir de 2003, quando a laboração da infra‐estrutura terá entrado na fase de cruzeiro.

Actualmente, a qualidade ecológica da área varia entre Boa e Elevada, sendo normalmente

superior no subtidal do que no intertidal, tanto nas estações de amostragem de tratamento,

como nas controlo. O menor stress natural nos locais permanentemente imersos, explicará o

incremento na complexidade destas comunidades com o afastamento da margem terrestre,

onde aumentam a riqueza e diversidade taxonómicas e diminui a densidade de organismos

tolerantes/oportunistas (Chainho et al., 2010). A utilidade, como controlo, das estações de

amostragem pré‐estabelecidas nesta área, permanece por esclarecer, embora a evolução das

respectivas comunidades de macroinvertebrados bentónicos desde 1997 deixe fundadas

dúvidas quanto à sua validade para esse fim, já que, pelo menos no passado, estes locais

estiveram sob o efeito de elevadas pressões antrópicas, tenham tido elas origem na ETAR de

Beirolas, antes de esta ter entrado na fase de cruzeiro do seu funcionamento, ou outra

natureza.

As comunidades de macroinvertebrados bentónicos adjacentes ao emissário da bacia de

Alcântara apresentavam em 2009 um grau de degradação elevado, existindo poucas dúvidas

de que a sua menor preservação se deveu ao mau funcionamento da referida infra‐estrutura

nesse ano, uma vez que as comunidades existentes nas respectivas estações de amostragem

de controlo permaneceram em melhor estado de conservação. Em 2010, com a entrada em

funcionamento do tratamento secundário na ETAR de Alcântara, verificou‐se uma melhoria

generalizada na qualidade ecológica da área, passando esta a Boa/Elevada nas radiais mais

afastadas da saída do emissário (tal como acontece nas estações de amostragem de controlo),

mas mantendo‐se Moderada na sua homóloga mais próxima. Por seu turno, no Terreiro do

Paço, as comunidades de macroinvertebrados bentónicos permaneceram em 2010 em

situação idêntica à do ano anterior. Assim, a qualidade ecológica da área manteve‐se

Moderada na proximidade do emissário e Boa nas restantes radiais. Neste local, apesar de não

se terem feito sentir ainda as melhorias infra‐estruturais programadas, apenas as comunidades

de macroinvertebrados bentónicos que ocorreram perto do local da descarga pareceram estar

um pouco mais afectadas pelo efluente, presumivelmente porque a partir dessa distância o

elevado hidrodinamismo da zona ajudará a uma dispersão efectiva dos poluentes, tal como

acontece, aliás, presentemente em Alcântara. Também nestes dois locais, a utilidade das


41

estações de amostragem de controlo permanece por esclarecer cabalmente, sobretudo

porque de 2009 para 2010 a riqueza e diversidade taxonómicas diminuíram nas estações de

amostragem de controlo do Terreiro do Paço e aumentaram nas suas homólogas de Alcântara,

o que parece pouco compatível com variações estritamente naturais. Com os dados

actualmente disponíveis é de admitir que as principais limitações neste sentido se encontrem

na rede de amostragem do Terreiro do Paço, embora só os trabalhos futuros o possam vir a

confirmar.

O actual estado de conservação aproximado das comunidades de macroinvertebrados

bentónicos das zonas de Alcântara e do Terreiro do Paço, deverá resultar da maior carga

poluente introduzida no primeiro local durante 2009. De facto, em situação de deficiente

funcionamento da ETAR de Alcântara, as águas residuais de uma população a rondar os 500

mil habitantes terão provocado um impacto superior que as dos cerca de 100 mil habitantes

servidos pelo subsistema do Terreiro do Paço, mesmo que sem qualquer tratamento. Por

outro lado, o facto do ponto de drenagem do colector de Alcântara se encontrar localizado

numa pequena reentrância artificial, dificultará a dispersão dos poluentes e contribuirá para

uma menor preservação das comunidades biológicas da região adjacente. Esta característica,

sendo comum ao colector da descarga de Chelas, e a menor exposição da área à acção

mecânica das massas de água marinhas, poderão ajudar a explicar a menor qualidade

ambiental da última zona. Contudo, tal como referido anteriormente a propósito dos teores de

MOT nos sedimentos, as análises físico‐químicas efectuadas às descargas do colector de Chelas

em 2010 (Tabela VI) parecem contradizer a entrada recente de fortes cargas orgânicas no

local, a menos que tivesse ocorrido algum fenómeno de poluição aguda, de que não há notícia.

Assim, é possível que esta degradação ambiental tenha tido origem em períodos anteriores

e/ou noutras fontes emissoras, sendo de assinalar a intensa actividade portuária local. De

qualquer forma, parece provável uma influência local na redução da qualidade ecológica da

zona, já que esta passa de Má a Reduzida com o afastamento em relação à adjacência do

emissário. Notável o facto da estação controlo a jusante da saída do colector de Chelas exibir

comunidades de macroinvertebrados bentónicos num nível de perturbação próximo do das

estações de amostragem de tratamento, o mesmo não acontecendo com a estação de

amostragem de controlo de montante, que apresenta um estado ecológico Elevado, apesar de

se situar sensivelmente à mesma distância. Caso a degradação ambiental em análise tenha

origem recente ou histórica na descarga de Chelas, a protecção dada a montante pela

reentrância onde está localizada a saída do emissário desta bacia e a maior dispersão do

efluente para jusante (neste sentido há que juntar a força dos caudais dulciaquícolas às


42

correntes de maré), poderão explicar as diferenças verificadas entre as estações de

amostragem de controlo da zona, tornando‐se claro que, nas actuais condições, a de jusante

não serve para tal propósito.

Pode‐se concluir que a descarga da bacia de Beirolas não está a provocar impactos

significativos no ambiente circundante e que a entrada em funcionamento do tratamento

secundário na ETAR de Alcântara está a permitir a recuperação das comunidades de

macroinvertebrados bentónicos adjacentes à saída do emissário da respectiva bacia, as quais,

de resto, nunca estiveram particularmente afectadas devido ao elevado hidrodinamismo da

região. Também no Terreiro do Paço, as condições hidrodinâmicas prevalecentes permitem

uma razoável preservação dessa área ribeirinha, apesar de continuar a ser alvo da drenagem

de um importante efluente não tratado até à sua ligação ao subsistema de Alcântara em 2011.

Finalmente, há que referir a elevada degradação ambiental da zona vizinha à embocadura do

colector da bacia de drenagem de Chelas, que pode ter origem nas respectivas descargas ou

noutras causas locais e uma génese antiga ou recente. A continuação do programa de

monitorização em curso permitirá confirmar ou infirmar estas tendências e avaliar se as

alterações infra‐estruturais efectuadas recentemente possibilitarão uma melhoria sensível no

estado das comunidades de macroinvertebrados bentónicos da zona ribeirinha do Concelho de

Lisboa.

Monitorização biológica de descarga de efluentes na área ribeirinha de Lisboa – Referências

43

5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

Borja, A., J. Franco & V. Pérez. 2000. A Marine Biotic Index to establish the ecological quality of

soft‐bottom benthos within European estuarine and coastal environments. Mar. Poll. Bull., 40:

1100‐1114.

Borja, A, A.B. Josefson, A. Miles, I. Muxika, F. Olsgard, G. Phillips, J.G. Rodríguez & B. Rygg.

2007. An approach to the intercalibration of benthic ecological status assessment in the North

Atlantic ecoregion, according to the European Water Framework Directive. Mar. Poll. Bull., 55:

42–52.

Borja, A., A. Miles, A. Occhipinti‐Ambrogi & T. Berg. 2009. Current status of macroinvertebrate

methods used for assessing the quality of European marine waters: implementing the Water

Framework Directive, Hydrobiologia, 633: 181–196.

Borja, A. & I. Muxika. 2005. Guidelines for the use ofAMBI (AZTI’s Marine Biotic Index) in the

assessment of the benthic ecological quality. Mar. Poll. Bull., 50: 787‐789.

Chainho, P., G. Silva, M.F. Lane, J.L. Costa, T. Pereira, C. Azeda, P.R. Almeida, I. Metelo &

M.J. Costa. 2010. Long‐Term trends in intertidal and subtidal benthic communities in response

to water quality improvement measures. Estuaries and Coasts, 33: 1314‐1326.

Costa J.L., N. Lopes, H.N. Cabral, P.R. Almeida, G. Silva, T. Pereira, A.L. Rego, C. Azeda, A. Sousa,

C. Freitas & M.J. Costa. 2008. A revitalização das comunidades bentónicas do Porto do Buxo

(Concelho de Almada) após a construção da ETAR do Portinho da Costa: o resultado de cinco

anos de monitorização. Actas 3ª Conf. Nac. Aval. Imp.: S7.

Costa, M.J., P.R. Almeida, H.N. Cabral, J.L. Costa, M.J. Correia, L.S. Gordo, C.D. Pereira, J.F.

Salgado & C.M. Teixeira. 1999. Monitorização da comunidade de invertebrados bentónicos

durante a construção da ponte Vasco da Gama. pp.: 161‐170. In: F.J. Santana, L.M.

Vasconcelos, M.R. Partidário, M.J. Seixas & M.P. Sobral (eds.). Actas 6ª Conf. Nac. Qual. Amb.

DCEA/FCT/UNL, Monte da Caparica.

Costa, M.J., J.L. Costa, H.N. Cabral, P.R. Almeida, I. Domingos, G. Silva, T. Pereira, P. Chainho &

M.L. Chaves. 2005. Dez Anos de Monitorização Ambiental no Instituto de Oceanografia. Actas

1ª Conf. Nac. Aval. Imp.: 103‐112.

Costa, M.J., N.C. Lopes, J.L. Costa, H.N. Cabral, P.R. Almeida, A. Sousa, G. Silva, T. Pereira, A.L.

Rego, J. Calado & C. Azeda. 2007. A monitorização biológica no âmbito da instalação e

Monitorização biológica de descarga de efluentes na área ribeirinha de Lisboa – Referências

44

operação da ETAR do Portinho da Costa (Concelho de Almada): resultados e ensinamentos dos

estudos efectuados durante o período de 2001 a 2006. Actas 2ª Conf. Nac. Aval. Imp.: 228‐235.

Creutzberg, F., P. Wapenaar, G. Duineveld & N. Lopez Lopez, 1984. Distribution and density of

the benthic fauna in the Southern North Sea in relation to bottom characteristics and

hydrographic conditions. Rapp. P.‐V. Réun. Cons. Internat. Explor. Mer, 183: 101‐110.

Grall, J. & M. Glémarec. 1997. Using Biotic Indices to estimate macrobenthic community

perturbations in the Bay of Brest. Est. Coast. Shelf Sci., 44: 43‐53.

Hily, C. 1984. Variabilité de la macrofaune benthique dans les milieux hyper‐trophiques de la

rade de Brest. Tese de Doutoramento. Université de Bretagne Occidentale, Brest.

Legendre, L. & P. Legendre. 1984. Ecologie numerique 1. Le traitment multiple des donnés

écologique. 2ª ed., Masson, Paris.

Muxika, I. A. Borja & J. Bald. 2007. Using historical data, expert judgment and multivariate

analysis in assessing reference conditions and benthic ecological status, according to the

European Water Framework Directive, Mar. Poll. Bull., 55: 16–29.

Muxika, I., A. Borja & W. Bonne. 2005. The suitability of the Marine Biotic Index (AMBI) to new

impact sources along European coasts. Ecol. Indic., 5: 19‐31.

Pereira, C.D.; J.P. Salgado & M.J. Costa. 1998. Impacts resulting from the maintenance

dredging works of the construction of the Vasco da gama bridge (Tagus estuary, Portugal) on

the macrozoobenthic invertebrate communities. pp.: 21‐25. In: G.S. Carvalho, F.V. Gomes &

F.T. Pinto (eds.). Sem. Dragagens, Dragados e Ambientes Costeiros. Associação Eurocoast‐

Portugal, Porto.

Silva, G., J.L. Costa, P.R. Almeida, L.S. Gordo & M.J. Costa. 1999. As comunidades de

macroinvertebrados bentónicos na monitorização da EXPO'98. pp.: 271‐275. In: F.J. Santana,

L.M. Vasconcelos, M.R. Partidário, M.J. Seixas & M.P. Sobral (eds.). Actas 6ª Conf. Nac. Qual.

Amb. DCEA/FCT/UNL, Monte da Caparica.

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DEZEMBRO DE - Lisboa · 2019. 5. 22. · cerca de 10%. A ETAR de Beirolas, situada junto à ponte Vasco da Gama, trata os efluentes gerados na bacia de Beirolas, provenientes dos