Relatório Avaliação da qualidade da água do lago do Parque da cidade da Póvoa de Varzim Ruth Pereira (PhD Biologia), Ana Gavina (MSc Biologia Aplicada, ramo de Toxicologia e Ecotoxicologia), e Maria da Natividade Vieira (PhD em Biologia) Departamento de Biologia da Faculdade de Ciências

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1. Introdução

O presente relatório corresponde a um serviço solicitado ao LABRISK, da Faculdade de

Ciências da Universidade do Porto, pelo pelouro do Ambiente da Câmara Municipal da

Póvoa de Varzim, com vista à caracterização da qualidade da água do lago do Parque da

Cidade. O lago, com uma área superficial de cerca de 25000 m2, apresentava à data

todos os sintomas de um processo de eutroficação, com a ocorrência de blooms algais,

característicos da época do ano (julho), em sistemas de água doce de regiões

temperadas.

O lago é um sistema de água doce artificial, com cerca de dez anos de existência, pouco

profundo (profundidade máxima de cerca de 2 m, segundo informação cedida pelas

autoridades competentes), que resulta de uma depressão que foi escavada na área, sem

qualquer cobertura artificial da bacia. Por esta razão o lago é alimentado a partir do

afloramento à superfície do aquífero, por duas linhas de água (uma a norte e outra a

este) que abastecem a bacia, e ainda pela precipitação que cai sobre ele.

Esta área urbana enquadra-se numa região onde o principal uso do solo é agrícola, com

extensas áreas ocupadas com culturas hortícolas intensivas, sob a forma de masseiras,

campos abertos e/ou sob a forma se estufas.

O rastreio efetuado teve como objetivo fazer uma avaliação da qualidade da água, uma

identificação do bloom algal presente e da sua potencial toxicidade.

2. Metodologia

No dia 21 de julho foi efetuada uma visita ao lago, para avaliação in situ do seu estado

ambiental e para recolha de amostras de água para análise das suas propriedades físico-

químicas e da sua toxicidade. Em virtude da morfologia e da dimensão da massa de água,

assim como da necessidade de uma resposta rápida, foram recolhidas amostras de água

superficial, em 4 pontos distintos, a norte e a sul da ilha de vegetação (figura 1). As

amostras de água foram imediatamente armazenas no frio e no escuro para transporte

para o laboratório. Nos mesmos pontos de amostragem foram medidos in situ alguns

parâmetros de qualidade da água (oxigénio dissolvido em mg/L e % de saturação; total

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de sólidos suspensos em mg/L; condutividade; salinidade e pH), com recurso a um

medidor multiparamétrico Hanna Instruments (HI 987828), previamente calibrado.

Figura 1. Lago do Parque da cidade da Póvoa de Varzim, e respetiva localização dos pontos de amostragem de água a norte e a sul da ilha de vegetação.

No laboratório as amostras de água foram imediatamente filtradas por um filtro de fibra

de vidro VWR de 1,5 m de poro, para determinação do conteúdo em clorofila a,

segundo o método de Lorenzen (1967). Os respetivos filtros foram colocados em tubos

com acetona alcalinizada a 90% (10 mL) para extração da clorofila, durante 12h, a 4oC e

no escuro. As mesmas amostras foram filtradas para determinação dos nutrientes

dissolvidos (fosfatos, nitratos e amónia no filtrado), e ainda para determinação do total

de sólidos suspensos (TSS - massa de sólidos retidos no filtro por volume de água

filtrada) (APHA, AWWA and WPCF, 1989). A carência química de oxigénio (CQO) e o

conteúdo em azoto total foram determinados na amostra não filtrada, segundo o

método do ácido cromotrópico, após digestão com persulfato para conversão de todas

as amostras de azoto em nitratos (Hanna Instruments, 2002). Os nitratos foram

determinados diretamente no filtrado pelo mesmo método, e a amónia foi determinada

pelo método de Nessler (ASTM Manual of Water and Environmental Technology,

método D1426-92) (Hanna Instruments, 2002). Os fosfatos foram determinados pelo

método do ácido ascórbico. A CQO foi determinada através de uma adaptação do

método USEPA 410.4 (Hanna Instruments, 2002). Todos os nutrientes foram medidos

por colorimetria com recurso a um fotómetro Hanna Instruments C214.

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A toxicidade das amostras de água foi analisada com recurso ao ensaio de Microtox.

Este ensaio de inibição da bioluminescência de V. fischeri foi efetuado de acordo com o

protocolo do teste básico de 81,9% (Azur Environmental, 1998), com recurso a um

analisador de Microtox modelo 500 (Azur Environmental, CA, USA). Neste ensaio a

bactéria foi exposta a uma gama de diluições das 4 amostras de água recolhidas no lago,

e o efeito causado na bioluminescência da bactéria foi analisado aos 5, 15 e 30 minutos

de exposição.

3. Resultados e discussão

A tabela 1 apresenta os valores dos parâmetros físico-químicos medidos in situ no lago.

É de destacar uma clara zonação entre a zona a norte e a zona a sul da ilha, que se

manifesta na temperatura da água e nos níveis de oxigénio dissolvido, assim como na

percentagem de saturação. Sendo o vento um fator importante no arejamento da água

de lagos pouco profundos, a vegetação da ilha protege a zona sul dos ventos de Norte

dominantes na região, contribuindo para um menor arejamento e para um subsequente

aumento da temperatura da massa de água. Tal facto justificou a acumulação

preferencial do bloom de microlgas sobretudo na parte sul do lago e junto à entrada da

linha de água de oeste na zona a norte da ilha (uma zona igualmente protegida pela

vegetação da margem). O reduzido arejamento, conjugado com o aumento da

temperatura e a biomassa fitoplanctónica (que estimula a atividade microbiana após

decaimento, com subsequente consumo de oxigénio) são responsáveis pelos valores de

oxigénio dissolvido, que embora ainda não estejam em níveis que comprometam a

existência de outras formas de vida, nomeadamente peixes, não são particularmente

elevados. É também evidente que o repuxo colocado próximo do ponto 2 está

claramente a contribuir para uma maior oxigenação da água.

Na tabela 2 estão representados os valores para os parâmetros analisados em

laboratório, que demonstram que o lago se encontra num estado eutrófico a

hipereutrófico, segundo os níveis de fosfatos e de clorofila a (Wetzel, 2001). De acordo

com as classes de qualidade definidas para classificação das massas de água superficiais

interiores, os níveis de fosfatos e o CQO colocam este lago na classe de qualidade muito

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má (fosfatos> 1000 g/L e CQO>80 mg/L)

(http://snirh.apambiente.pt/snirh/_dadossintese/qualidadeanuario/boletim/tabela_classes.php).

No que refere ao nível de oxigénio (percentagem de saturação) a água do lago é

classificada como razoável (mínimo de 50%)

(http://snirh.apambiente.pt/snirh/_dadossintese/qualidadeanuario/boletim/tabela_classes.php). Os

níveis de salinidade e de condutividade registados demonstram que esta massa de água

não está a sofrer nenhum processo de salinização. Em suma, os parâmetros registados

nesta amostragem pontual confirmam que o lago se encontra num avançado estado de

eutroficação resultante potencialmente da intensa atividade agrícola que decorre na sua

bacia de drenagem. A presença de um elevado número de aves, nomeadamente

anatídeos, e a aparente elevada densidade da comunidade ictioplanctónica (observação

pessoal), poderão estar igualmente a contribuir para a elevada carga de nutrientes do

sistema. Por sua vez, a fertilização do sistema está a ser responsável pelo bloom de algas

verdes filamentosas em curso e pelo bloom de uma microalga pertencente ao grupo de

Euglena sanguinea (Figura 2) (Karnkowska-Ishikawa e Milanowski, 2013) que pela

primeira vez se manifestou de forma expressiva nesta massa de água (segundo

comunicação pessoal das autoridades camarárias). Numa avaliação qualitativa do

fitoplâncton foi possível perceber que neste momento esta comunidade não se

caracteriza pela presença, e muito menos pela dominância, de cianobactérias, contudo

a sua potencial ocorrência não pode ser descartada. As algas do grupo de E. sanguinea

apresentam uma forma fusiforme, podendo também transitar com frequência para

forma esférica, e deslocam-se rapidamente graças ao flagelo que possuem (Figura 3a-

b). Estas algas conferem uma cor avermelhada à água devido à presença de um

hematocromo nos seus carotenoides principalmente de astaxantina (Alves-da-Silva e

Tamanaha, 2008).

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Tabela 1. Parâmetros fisico-químicos de qualidade da água avaliados in situ nos quatro pontos de amostragem no lago.

Oxig. dissolvido (mg/L) Saturação de Oxig. (%) Salinidade Condutividade (S/cm) pH Temperatura (oC)

Ponto 1 5,98 70,1 0,17 353 9,44 23,37

Ponto 2 6,98 81,5 0,17 350 7,87 23,17

Ponto 3 5,16 61,6 0,17 364 8,7 24,74

Ponto 4 5,49 65,9 0,17 196 7,41 24,32

Tabela 2. Parâmetros fisico-químicos de qualidade da água avaliados nos quatro pontos de amostragem no lago.

Fosfatos (g/L) Nitratos (g/L) Amónia (g/L) Azoto Total (g/L Total clorofila a (g/L) TSS (mg/L) CQO (mg/L)

Ponto 1 1380 600 80 3000 37,8±2,0 12,3±1,9 49

Ponto 2 1350 600 20 1400 36,9±2,0 7,2±1,2 118

Ponto 3 2360 600 10 1200 42,1±6,6 16,0±7,4 41

Ponto 4 1130 500 110 1800 21,4±1,3 2,6±1,4 78

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A E. sanguinea é uma espécie cosmopolita, tendo sido já registada em todos os

continentes exceto na Antártida. O seu aparecimento é facilitado por processos de

enriquecimento em nutrientes das massas de água, e tem gerado algumas

preocupações pela aparente capacidade de algumas estirpes produzirem uma

ictiotoxina (Zimba et al., 2004). A possibilidade de esta espécie provocar a morte de

peixes pela aderência às brânquias também não pode ser negligenciada. Contudo, a

zonação do lago pode estar a permitir aos peixes evitarem o bloom, não sendo

afetados por ele. A presença da estirpe produtora de toxina também teria que ser

confirmada, pois pode não ser esta que está presente na massa de água.

Figura 2. Imagem ilustrativa da condição ambiental do lago do parque da cidade da Póvoa do Varzim

em Julho de 2017.

Figuras 3a (esquerda) e b (direita). Imagem de microscópio ótico das microalgas do grupo E. sanguinea

presentes nas amostras recolhidas nos pontos 3 e 4, com ampliação de 32X (a) e 64X (b),

respetivamente.

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Contudo, a realização de ensaios ecotoxicológicos com V. fisheri, permitiu confirmar

que a água do lado recolhida nos quatro pontos de amostragem não apresentou

toxicidade. O ensaio de inibição da bioluminescência com V. fischeri é recomendado

como um ensaio de avaliação da qualidade da água, para águas superficiais (ISO,

2007). Para três das amostras recolhidas no lago, não se observou uma inibição da

bioluminescência bacteriana, mas por oposição uma estimulação (tal como reportam

os valores negativos de percentagem de inibição descritos na tabela 3). A estimulação

da bioluminescência confirma a não toxicidade das amostras analisadas, mas sim

promoção do crescimento bacteriano, certamente provocada pela presença de

nutrientes. Para se confirmar a presença da ictiotoxina, teriam que ser realizados

ensaios ecotoxicológicos com larvas de peixe (e.g. peixe-zebra). Contudo, o facto de

não se ter ainda registado in situ qualquer impacto na comunidade ictioplanctónica

do lago, parece-nos um indicador adicional da ausência de toxicidade da massa de

água, ainda que a possibilidade de evitamento das zonas mais afetadas (tal como

acima mencionado) também possa estar a proteger estes organismos.

Para a amostra recolhida no ponto 1 registou-se uma inibição da bioluminescência de

cerca de 20%, o que em ecotoxicologia já é considerado um efeito com algum

significado. Embora este ponto fosse afastado do ponto de acumulação do bloom algal

de Euglena sp., esta toxicidade pode estar associada ao mesmo, ou a qualquer outro

contaminante que tenha entrado no sistema. Contudo, para que este resultado tenha

expressão e relevância, terá que ser complementado com ensaios com outras

espécies, e que envolvam exposições mais prolongadas.

5 15 30

Ponto 1 16,36 21,53 21,52

Ponto 2 -0,02 4,63 4,82

Ponto 3 -14,39 -19,31 -23,23

Ponto 4 -10,6 -12,3 -17,74

Tabela 3. Percentagem inibição da bioluminescência (%) de

V. fischeri após exposição às amostras de água recolhidas no

lago.

Tempo de exposição (minutos)

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4. Conclusões e recomendações

Em suma, o lago do parque da cidade da Póvoa de Varzim encontra-se num estado de

eutroficação natural, que nada tem a ver com a gestão do mesmo, mas sim com a sua

inserção geográfica numa zona marcadamente agrícola. A remoção física das algas

verdes filamentosas é um dos processos recomendados para lidar com este tipo de

ocorrências, já que permite retirar uma grande quantidade de biomassa do lago, sem

causar impactos nas espécies presentes. A remoção da biomassa, contribui para

mitigar o problema, já que a sua acumulação, após senescência, iria contribuir para

estimular a atividade microbiana e promover a desoxigenação da massa de água. A

desoxigenação da massa de água, favorece ainda a mobilização de nutrientes

acumulados na bacia que voltam para a coluna de água, onde podem promover a

produtividade biológica com o aparecimento de blooms algais. A colocação do repuxo,

junto ao ponto 2, foi por conseguinte uma medida positiva, já que favorece a

oxigenação, pelo que seria interessante considerar uma medida semelhante para a

zona do lago a sul da ilha.

Os blooms de algas do grupo de E. sanguinea são conhecidos pelo facto de serem

difíceis de remover. Para remoção física aconselha-se que seja testado o uso de uma

malha geotêxtil, dada a forte adesão destas microalgas a superfícies deste género. O

arrastamento de uma malha geotêxtil à superfície da massa de água poderá contribuir

para a remoção do bloom. Mas reforça-se a necessidade de testar no local a eficácia

desta estratégia.

As remoções químicas têm uma eficácia a curto prazo, pelo que, dada a inserção

geográfica do lago terão que ser estudados métodos alternativos de redução da

entrada de nutrientes, do tratamento imediato de blooms, ou de manipulação da

comunidade biológica, de forma a fazer um controle top-dow do desenvolvimento

algal. Contudo, para o efeito, será necessário estudar as variações sazonais do

sistema, para se perceber como e quando se deve intervir.

A persistir o bloom, seria de todo o interesse confirmar a toxicidade da água superficial

para larvas de peixe, para antecipar problemas com a comunidade ictioplanctónica,

ainda que os mesmos não nos pareçam prováveis, em virtude da zonação do bloom.

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Referências

Alves-da-Silva, S.M., Tamanaha, M.S., 2008. Ocorrência de Euglenophyceae pigmentadas em

rizipiscicultura na Região do Vale do Itajaí, SC, Sul do Brasil. Acta Bot. Bras. 22 (1): 145-163.

APHA, AWWA, WPCF, 1989. Standard Methods for the examination of water and wastewater. 17h

edition, American Public Health Association, Washingto, DC, USA.

AZUR Environmental (1998) Microtox® Omni Manual. Carlsbad.

Hanna Instruments, 2002. Multiparameter Bench Photometer. C214. Instruction Manual. Vilafranca

Padovana PV, Italy.

Karnkowska-Ishikawa, A., Milanowski, R., 2013. Redescription of morphologically similar species from

the genus Euglena: E. laciniata, E. sanguinea, E. sociabilis, and E. splendens. J. Phycol. 49, 616–626.

Lorenzen, C.J., 1967. Determination of clorophyll a and phaeo-pigments: spectrometric equations.

Limnology and Oceanography 12: 343-346..

ISO, 2007. Water quality -- Determination of the inhibitory effect of water samples on the light emission

of Vibrio fischeri (Luminescent bacteria test) -- Part 3: Method using freeze-dried bacteria. ISO 11348-

3. International Stansardization Organization, Switzerland.

Wetzel, R., 2001. Limnology. Lake and River Ecosystems 3rd Edition. ISBN: 9780127447605, Academic

Press.

Zimba, P.V., Rowan, M., Triemer, R., 2004. Identification of euglenoid algae that produce

ichthyotoxin(s). Journal of Fish Diseases 27, 115–117.

Porto 24 de julho 2017 A responsável pelo relatório

Ruth Maria de Oliveira Pereira