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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
VIVIANE ROCHA DOS SANTOS
AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA DO RIO
ANDRADA ATRAVÉS DO MODELO QUAL2K
PASSO FUNDO
2009
2
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
VIVIANE ROCHA DOS SANTOS
AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA DO RIO
ANDRADA ATRAVÉS DO MODELO QUAL2K
Trabalho de Conclusão de Curso para
obtenção do título de Engenheiro Ambiental,
do Curso de Engenharia Ambiental da
Universidade de Passo Fundo.
Orientadora: MSc. Diana Maria Cancelli
PASSO FUNDO
2009
3
4
“Cada um sabe a dor
e a delícia de ser
o que é...”
5
AGRADECIMENTOS
À minha orientadora Diana Maria Cancelli pela dedicação e
empenho na melhoria do trabalho.
Aos meus professores pelas orientações dadas e pelo
conhecimento técnico e, principalmente, de vida, transmitidos
ao longo do curso.
Aos meus amigos queridos por estarem sempre ao meu lado.
E acima de tudo à minha família, pelo amor incondicional,
pelo apoio constante, e pela paciência sem fim.
6
RESUMO
Para a construção de Pequenas Centrais Hidrelétricas (PCH) são necessários estudos que
assegurem o melhor aproveitamento do potencial energético do rio, causando menores
impactos ambientais. Desta forma, avaliar a qualidade da água é imprescindível ao estudo
de impacto ambiental (EIA), uma vez que reflete o comportamento dos usos múltiplos do
rio, auxiliando na tomada de decisões. Assim, a modelagem da qualidade da água
apresenta-se como ferramenta para obtenção de informações sobre os processos e
interações que ocorrem no corpo hídrico, bem como, seu comportamento atual e futuro
frente às diversas situações. Para este trabalho, foi utilizado o modelo computacional
QUAL2K (Q2K) para a avaliação da qualidade da água do rio Andrada visando à
construção de uma PCH. Para tanto, o modelo foi calibrado com parâmetros obtidos na
Estação de qualidade da água - São Sebastião, localizada no município de Capitão Leônidas
Marques/PR. A partir disso foram estabelecidos dois cenários de simulação. O primeiro
referente à simulação para o período de 30 dias e o segundo, para o mesmo período, porém
considerando a adição de cargas poluentes ao longo do segmento do rio em estudo. Para
ambos os cenários, os parâmetros de qualidade de água resultantes das simulações foram
comparados com a Resolução CONAMA nº 357/05, a fim de avaliar a qualidade da água
do rio. A qualidade da água mostrou-se, para a maioria dos parâmetros, de acordo com essa
legislação. O modelo Q2K apresentou-se como uma ferramenta de extrema importância no
estudo da qualidade da água, uma vez que foi possível verificar o comportamento do Rio
Andrada, ao longo do tempo e espaço, para diferentes cenários.
Palavras-chave: QUAL2K, qualidade da água, modelagem ambiental.
7
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Distribuição espacial das vazões específicas no território brasileiro. ................... 22
Figura 2. Conseqüências da urbanização no corpo hídrico. ................................................. 34
Figura 3. Inter-relações entre atividades potencialmente poluidoras em uma bacia
hidrográfica. .......................................................................................................................... 36
Figura 4. Ciclo do nitrogênio na água. ................................................................................. 44
Figura 5. Curvas médias de variação dos parâmetros de qualidade da água. ....................... 53
Figura 6. Fases do desenvolvimento de modelos de qualidade da água............................... 62
Figura 7. Divisão de um corpo hídrico ausente de tributários segundo o modelo Q2K. ...... 70
Figura 8. Divisão de um corpo hídrico com tributários segundo o modelo Q2K................. 71
Figura 9. Subdivisão dos trechos em “n” elementos computacionais de igual comprimento.
.............................................................................................................................................. 72
Figura 10. Balanço de fluxo do elemento. ............................................................................ 72
Figura 11. Balanço de calor para qualquer elemento. .......................................................... 75
Figura 12. Balanço de massa ................................................................................................ 77
Figura 13. Modelo cinético e processo de transferência de massa. ...................................... 78
Figura 14. Localização do Rio Andrada ............................................................................... 80
Figura 15. Porção média do Rio Andrada. ........................................................................... 81
Figura 16. Aparência do Rio Andrada próximo a foz. ......................................................... 81
8
Figura 17. Geologia predominante da área de estudo .......................................................... 83
Figura 18. Topografia da área de estudo .............................................................................. 84
Figura 19. Canal trapezoidal ................................................................................................. 90
Figura 20. Dados de entrada de luminosidade e calor. ......................................................... 92
Figura 21. Calibração – oxigênio dissolvido ........................................................................ 93
Figura 22. Calibração – DBO ............................................................................................... 94
Figura 23. Calibração - pH ................................................................................................... 94
Figura 24. Simulação da temperatura ................................................................................... 98
Figura 25. Simulação do pH ................................................................................................. 99
Figura 26. Simulação do OD .............................................................................................. 100
Figura 27. Simulação da DBO ............................................................................................ 101
Figura 28. Simulação de SST ............................................................................................. 102
Figura 29. Simulação do NT............................................................................................... 103
Figura 30. Simulação do amônio ........................................................................................ 104
Figura 31. Simulação amônia ............................................................................................. 104
Figura 32. Simulação do nitrato ......................................................................................... 105
Figura 33. Simulação do PT ............................................................................................... 106
Figura 34. Simulação da temperatura ................................................................................. 108
Figura 35. Simulação do pH ............................................................................................... 109
Figura 36. Simulação do OD .............................................................................................. 110
Figura 37. Simulação da DBO ............................................................................................ 111
Figura 38. Simulação do NT............................................................................................... 112
Figura 39. Simulação do amônio ........................................................................................ 113
Figura 40. Simulação da amônia ........................................................................................ 113
9
Figura 41. Simulação do nitrato ......................................................................................... 114
Figura 42. Simulação do PT ............................................................................................... 115
Figura 43. Simulação de SST ............................................................................................. 116
Figura 44. Simulação de coliformes fecais ......................................................................... 117
10
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Classificação das águas doces segundo Resolução CONAMA nº 357 ................ 29
Tabela 2. Categoria dos principais poluentes por principais fontes ..................................... 38
Tabela 3. Pesos correspondentes dos parâmetros de qualidade de água .............................. 54
Tabela 4. Classificação da qualidade da água segundo IQA ................................................ 55
Tabela 5. Índices de qualidade utilizados pela CETESB, conforme propósitos de usos dos
recursos hídricos ................................................................................................................... 56
Tabela 6. Variáveis simuladas pelo Q2K ............................................................................. 76
Tabela 7. Área de drenagem dos rios que constituem a área de estudo ............................... 82
Tabela 8. Caracterização dos trechos do rio Andrada .......................................................... 86
Tabela 9. Distribuição do nitrogênio amoniacal em função do pH ...................................... 87
Tabela 10. Velocidade média e direção predominante dos ventos e umidade relativa média
anual da área de estudo (1973-1998) .................................................................................... 91
Tabela 11. Concentrações médias de poluentes em efluentes de abatedouros ..................... 96
Tabela 12. Características do efluente doméstico ................................................................ 97
11
SUMÁRIO
AGRADECIMENTOS ........................................................................................................... 5
RESUMO ............................................................................................................................... 6
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................. 16
1.1 Justificativa ................................................................................................................. 17
1.2 Objetivos ..................................................................................................................... 18
1.2.1 Objetivo geral .......................................................................................................... 18
1.2.2 Objetivos específicos ............................................................................................... 18
2 QUALIDADE DA ÁGUA ................................................................................................ 20
2.1 Aspectos gerais – quantidade e qualidade da água ..................................................... 20
2.2 Legislação de recursos hídricos .................................................................................. 23
2.2.1 Decreto Federal nº 24.643 – Código de águas ..................................................... 24
2.2.2 Lei Federal nº 9.433 – Lei das águas ................................................................... 25
2.2.3 Lei Federal n° 9.984 – Agência Nacional de Águas ........................................... 27
Lei Estadual n° 12.726 ............................................................................................. 31
Portaria SUREHMA/PR nº 20 .................................................................................. 31
2.3 Poluição hídrica .......................................................................................................... 32
2.3.1 Fontes de poluição ............................................................................................... 36
12
2.4 Parâmetros indicadores de qualidade ......................................................................... 38
2.4.1 Parâmetros físicos ................................................................................................ 39
Condutividade elétrica .............................................................................................. 39
Temperatura .............................................................................................................. 39
Cor ............................................................................................................................ 40
Turbidez .................................................................................................................... 40
Sabor e odor .............................................................................................................. 41
Sólidos ...................................................................................................................... 41
2.4.2 Parâmetros químicos ........................................................................................... 42
Potencial hidrogeniônico (pH) ................................................................................. 42
Alcalinidade .............................................................................................................. 43
Acidez ....................................................................................................................... 43
Nitrogênio ................................................................................................................. 43
Fósforo ...................................................................................................................... 46
Oxigênio dissolvido (OD) ........................................................................................ 47
Demanda bioquímica de oxigênio (DBO) ................................................................ 48
Demanda química de oxigênio (DQO) ..................................................................... 48
Carbono orgânico total (COT) .................................................................................. 49
Metais pesados .......................................................................................................... 49
2.4.3 Parâmetros biológicos.......................................................................................... 50
Coliformes totais e fecais ......................................................................................... 50
Algas e cianobactérias .............................................................................................. 50
2.5 Índices de qualidade da água ...................................................................................... 50
3 MODELAGEM DA QUALIDADE DA ÁGUA .............................................................. 57
13
3.1 Modelagem ambiental ................................................................................................ 57
3.2 Tipos de modelos matemáticos................................................................................... 58
3.3 Modelagem da qualidade da água .............................................................................. 59
3.4 Evolução dos modelos de qualidade de água ............................................................. 61
3.5 Modelos de qualidade da água ................................................................................... 63
3.5.1 CE-QUAL-ICM ................................................................................................... 63
3.5.2 CE-QUAL-RIVI .................................................................................................. 64
3.5.3 CE-QUAL-W2 .................................................................................................... 64
3.5.4 HSPF - Hydrologic Simulation Program - Fortran ............................................ 64
3.5.5 SIMOX - Dissolved Oxygen Simulation Model .................................................. 65
3.5.6 WASP - Water Analysis Simulation Program ..................................................... 65
3.5.7 SWAT 2000 – Soil and water assessment tool 2000 .......................................... 65
3.5.8 AQUATOX ......................................................................................................... 66
3.5.9 QUAL2E (Q2E) ................................................................................................... 66
3.5.10 QUAL2K (Q2K) ................................................................................................ 67
4 MODELO QUAL2K (Q2K) .............................................................................................. 68
4.1 Balanço de vazão ........................................................................................................ 72
4.2 Características hidráulicas .......................................................................................... 73
4.3 Tempo de residência ................................................................................................... 73
4.4 Dispersão longitudinal ................................................................................................ 74
4.6 Constituintes do modelo e balanço de massa geral .................................................... 75
4.7 Planilhas do programa ................................................................................................ 78
5 SIMULAÇÃO DO RIO ANDRADA ................................................................................ 80
5.1 Área de estudo ............................................................................................................ 80
14
5.2 Dados de entrada do modelo Q2K .............................................................................. 85
5.2.1 Definição dos trechos e elementos ...................................................................... 85
5.2.2 Dados de qualidade da água ................................................................................ 86
Obtenção das formas de nitrogênio .......................................................................... 87
Obtenção das formas de fósforo e sólidos inorgânicos ............................................ 88
Obtenção da DBOúltima .............................................................................................. 88
Obtenção do coeficiente de reaeração do rio ............................................................ 89
5.2.3 Dados de hidrológicos ......................................................................................... 89
5.2.4 Dados meteorológicos ......................................................................................... 90
5.2.5 Taxas de oxidação e reaeração ............................................................................ 91
5.2.6 Luminosidade e calor........................................................................................... 91
5.3 Calibração do modelo ................................................................................................. 92
5.4 Definição de cenários ................................................................................................. 95
5.5 Definição das cargas ................................................................................................... 95
5.5.1 Cargas pontuais ................................................................................................... 95
5.5.2 Cargas difusas ...................................................................................................... 96
5.6 Simulações cenários ................................................................................................... 97
5.6.1 Cenário 1 ......................................................................................................... 97
5.6.2 Cenário 2 ....................................................................................................... 107
6 CONCLUSÃO E RECOMENDAÇÕES ......................................................................... 119
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................ 121
ANEXOS ............................................................................................................................ 128
ANEXO 1 ........................................................................................................................... 129
ANEXO 2 ........................................................................................................................... 133
15
ANEXO 3 ........................................................................................................................... 134
ANEXO 4 ........................................................................................................................... 138
ANEXO 5 ........................................................................................................................... 139
16
1 INTRODUÇÃO
A água, insumo básico e essencial a todas as formas de vida, bem como, principal
recurso natural para o desenvolvimento de quase todas as atividades antrópicas, vem
enfrentando sérios problemas de escassez (MELLO, 2006).
Estes problemas decorrem, principalmente, da degradação da qualidade das águas,
resultante de processos de industrialização, urbanização, agropecuária e geração de energia,
o que inviabiliza a utilização de importantes mananciais.
Nesse contexto, a adoção de estudos de impacto ambiental (EIA) no processo de
licenciamento destas atividades ditas potencialmente poluidoras ou modificadoras do
ambiente, é de extrema importância; estes estudos avaliam a condição atual do sistema,
predizendo os possíveis impactos causados com a implantação dessas atividades, além de,
indicar medidas de controle e minimização destes impactos.
Para a construção de Pequenas Centrais Hidrelétricas (PCH) são necessários estudos
que assegurem o melhor aproveitamento do potencial energético do rio, causando menores
impactos ambientais.
Desta forma, avaliar a qualidade da água é imprescindível ao EIA deste
empreendimento, uma vez que reflete o comportamento dos usos múltiplos do rio,
auxiliando na tomada de decisões.
Assim, a modelagem da qualidade da água apresenta-se como instrumento para
obtenção de informações sobre os processos e interações que ocorrem no corpo hídrico,
bem como, seu comportamento atual e futuro frente às diversas situações.
17
Segundo Bonganha et al (2007), modelagem ambiental é a representação
matemática da realidade, obtida através de modelos idealizados com base no levantamento
e interpretação de dados e observações do sistema real. Estes modelos permitem simular
condições reais, dentro de uma faixa de incerteza, de cenário atual ou futuro de um
ambiente, avaliando e comparando alternativas de gerenciamento para tomada de decisões
(BÁRBARA et al, 2005).
Nesse sentido, os modelos matemáticos estão sendo cada vez mais utilizados em
estudos ambientais, pois auxiliam na compreensão dos impactos resultantes das mudanças
no uso da terra e na previsão de alterações futuras nos ecossistemas (RENNÓ e SOARES,
2000).
Para este trabalho, foi utilizado o modelo computacional QUAL2K para a avaliação
da qualidade da água do rio Andrada, localizado no Estado do Paraná, visando à construção
de uma PCH.
Este modelo unidimensional é distribuído pela United States Environmental
Protection Agency (USEPA), sendo uma atualização do modelo QUAL2E, utilizado
especificamente para simular a qualidade da água de rios e córregos.
1.1 Justificativa
A energia hidráulica consolidou-se como principal fonte de energia no Brasil,
devido à grande disponibilidade hídrica do país, bem como, pela atratividade econômica.
No entanto, a construção de empreendimentos hidrelétricos provoca diversos impactos
ambientais, principalmente no que se refere à qualidade do ambiente aquático.
Os principais impactos ambientais no meio aquático são: alterações químicas,
físicas e biológicas da água; proliferação de macrófitas, algas tóxicas e/ou filamentosas e
diatomáceas; eutrofização; alteração dos níveis de oxigênio dissolvido; seleção natural da
biota devido às mudanças de qualidade e hidrodinâmica da água entre outros.
Nesse contexto, estudos prévios e medidas preventivas de impactos ambientais são
de fundamental importância na implantação de empreendimentos hidrelétricos. Desta
forma, a modelagem da qualidade da água atua como um instrumento de gerenciamento dos
18
recursos hídricos; isto é, o uso de modelos permite avaliação e comparação de diferentes
alternativas de tomada de decisão, uma vez que tem como base a obtenção de informações
sobre os processos e interações que ocorrem no corpo hídrico, bem como, seu
comportamento atual e futuro frente às diversas situações.
Para tanto, neste trabalho, foi utilizado o modelo computacional QUAL2K devido a
abrangência de informações que o modelo pode produzir. Além disso, é um modelo
moderno de simulação de qualidade da água e de fácil obtenção.
1.2 Objetivos
1.2.1 Objetivo geral
O trabalho tem como objetivo geral avaliar a qualidade da água do Rio Andrada
através da utilização do modelo QUAL2K.
1.2.2 Objetivos específicos
Dentre os objetivos específicos estão:
Verificar o atendimento da qualidade da água de acordo com os padrões exigidos
pela legislação vigente;
Analisar a variabilidade temporal e espacial das variáveis físicas, químicas e
biológicas da bacia;
Utilizar o modelo como ferramenta para o estudo de impacto ambiental do
empreendimento (PCH).
O presente estudo encontra-se estruturado em quatro capítulos, além da Introdução e
Conclusões/Recomendações.
O Capítulo 2 traz uma abordagem sobre os aspectos gerais de qualidade e
quantidade da água, levantando os principais processos de poluição dos recursos hídricos,
bem como, os parâmetros indicadores de qualidade da água.
19
O Capítulo 3 tem como tema central a modelagem da qualidade da água. São
descritos os principais modelos para esse tipo de modelagem, enfatizando a importância
dos mesmos no gerenciamento dos recursos hídricos.
No Capítulo 4 é descrito o modelo QUAL2K, o qual foi utilizado na avaliação da
qualidade da água do Rio Andrada, foco do trabalho. São apresentados os principais
processos envolvidos no modelo.
E por fim, o Capítulo 5 apresenta a metodologia empregada no trabalho, bem como,
os resultados obtidos na simulação de ambos os cenários determinados para avaliação da
qualidade da água do Rio Andrada.
20
2 QUALIDADE DA ÁGUA
2.1 Aspectos gerais – quantidade e qualidade da água
A água, insumo básico e essencial a todas as formas de vida, bem como, principal
recurso natural para o desenvolvimento de quase todas as atividades antrópicas, vem
enfrentando sérios problemas de escassez (MELLO, 2006).
A nível global, não existe uma escassez efetiva, e sim uma má distribuição espacial
dos recursos hídricos, associada à distribuição irregular da população na Terra. Por esse
motivo, algumas regiões sofrem permanentemente com a falta de água, fator limitante não
só para o desenvolvimento econômico, mas também para o estabelecimento dos vários
ecossistemas existentes (BRAGA et al, 2002).
Segundo ANEEL (2002) apud Bárbara (2006), a quantidade total de água na Terra é
de 1.386 milhões de Km3, sendo que esse volume tem permanecido constante durante os
últimos 500 milhões de anos. Este é divido em águas subterrâneas (lençóis freáticos e
aqüíferos), superficiais (oceanos, rios, lagos e represas), congeladas (calotas polares e
geleiras), e dispersas na atmosfera (umidade do ar).
Contudo, 97,4 % da água disponível no planeta é água salgada, presente em mares e
oceanos, enquanto os 2,6 % restantes é água doce. Desta pequena parcela, 2,3 % é
considerada não aproveitável, ou seja, está em geleiras ou a mais de 800 m de
profundidade. E apenas 0,3 % é aproveitável, sendo 0,29 % água subterrânea e 0,01 %
presente em rios, lagos e lagoas (ANA, 2005 e TUCCI, 2001 apud BÁRBARA, 2006).
21
A água potável, portanto, é um recurso extremamente reduzido, e seu suprimento de
boa qualidade é essencial para o desenvolvimento econômico, para a qualidade de vida das
populações e para a sustentabilidade dos ciclos no planeta (TUNDISI, 2003).
O Brasil concentra aproximadamente 12 % da disponibilidade hídrica superficial
mundial, que é de 1,5 milhões de m3.s
-1, abrangendo um volume per capita de
aproximadamente 36.575,46 m3.hab
-1.ano
-1 (ANA, 2009; BÁRBARA, 2006).
Estima-se que a oferta de água superficial total no país seja de 267 mil m3.s
-1, se
somadas a vazão produzida pelos rios brasileiros (179. 516 m3.s
-1) e as vazões oriundas de
territórios estrangeiros (Floresta Amazônica - 86.321 m3.s
-1, Uruguai - 878 m
3.s
-1 e
Paraguai - 595 m3.s
-1), o que representaria assim, 18 % da disponibilidade hídrica
superficial mundial (ANA, 2009).
No entanto, o país enfrenta problemas ligados à má distribuição de sua população,
uma vez que a maior parte da mesma encontra-se em áreas com baixa disponibilidade
hídrica. Nesse contexto, o norte do país concentra 70 % dos recursos hídricos, disponível
para uso de 7 % da população, enquanto, os 30 % restantes distribuem-se desigualmente
pelo território para 93 % da população nacional (FARIAS, 2006).
De acordo com Bárbara (2006), esse fato é evidenciado principalmente, quando
estimados os valores de vazões específicas das regiões brasileiras, uma vez que há uma
enorme discrepância entre as Regiões Hidrográficas do Atlântico Norte (48,21 L.s-1
.Km2-1
)
e Amazônica (34,21 L.s-1
.Km2-1
), em relação as Regiões Hidrográficas Semi-Árida do
Atlântico Leste (2,81 L.s-1
.Km2-1
) e da Bacia Hidrográfica do Rio São Francisco
(4,5 L.s-1
.Km2-1
). A distribuição espacial da oferta de água no território brasileiro pode ser
observada na Figura 1.
22
Figura 1. Distribuição espacial das vazões específicas no território brasileiro.
Fonte: ANA, Conjuntura dos Recursos Hídricos no Brasil (2009).
Porém, os principais problemas de escassez hídrica não decorrem da má distribuição
dos recursos hídricos, mas da combinação do crescimento exagerado das demandas
localizadas e da degradação da qualidade das águas, inviabilizando a utilização de
importantes mananciais (SETTI et al, 2000).
Este fato é conseqüência dos desordenados processos de urbanização, industrialização
e expansão agrícola, associados à falta de um padrão cultural que agregue a necessidade de
redução dos desperdícios e proteção da qualidade da água. Nesse sentido, as maiores e mais
significativas rotas de contaminação são ocasionadas por emissões diretas e indiretas de
efluentes domésticos tratados e não-tratados, disposição de resíduos sólidos, escoamento e
deposição atmosférica e pelo processo de lixiviação do solo (CREPALLI, 2007; LIMA,
2001).
23
Além disso, o nível de degradação e o uso não racional de recursos hídricos, também
são resultados da falta de gerenciamento adequado dos mesmos. Conforme Jardim (2003),
os setores públicos responsáveis pela gestão desse recurso natural ainda não apresentam
uma adequada ação conjunta para que ocorra uma gestão eficiente. Isto se deve, uma vez
que as decisões de gerenciamento são influenciadas por conflitos de interesses e
condicionantes de ordem social, institucional ou legal, por limitações dos próprios recursos
naturais ou financeiros, pela multiplicidade de usuários e potenciais interessados nos usos
da água, bem como, pelo alto grau de interconexão dos problemas e possíveis soluções, de
objetivos mal definidos e problemas mal estruturados.
De acordo com Lanna (2000) apud Matzenauer (2003), é necessário implantar um
modelo de gestão dos recursos hídricos que aborde todos os problemas e oportunidades de
desenvolvimento para gerar e aplicar com eficiência os instrumentos legais e econômicos
necessários, integrando e articulando as instituições públicas, privadas e comunitárias
interessadas, dentro de uma concepção sistêmica de gestão.
2.2 Legislação de recursos hídricos
A legislação sobre os recursos hídricos esteve por muito tempo dispersa em
documentos, como Código de Águas e normas de saúde pública.
Somente a partir da década de 1980, com a criação da Lei Federal n° 6.938 de 31 de
agosto de 1981 a qual instituiu a Política Nacional do Meio Ambiente e, do Art. 225 da
Constituição Federal de 1988 que define o meio ambiente como um bem de uso comum
que deve ser preservado para as futuras gerações, a água passou a ser compreendida como
um bem finito indispensável à qualidade de vida (BÁRBARA, 2006; OLIVEIRA, 2004;
BRASIL, 1988).
Nesse contexto, em 1997, foi criada a Política Nacional dos Recursos Hídricos
(PNRH), bem como, o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos
(SNGRH) pela Lei Federal n° 9.433 de 8 de janeiro, também conhecida como a Lei das
Águas.
24
Esta lei, constituída por um conjunto de mecanismos jurídico-administrativos, é
fundamentada em alguns princípios básicos, como: adoção da bacia hidrográfica como
unidade de planejamento; uso múltiplo dos recursos hídricos; água como um recurso finito
e dotado de valor econômico; gestão dos recursos hídricos de forma descentralizada e
participativa (LIMA; 2001, BRASIL, 1997).
Desta forma, com um acervo de fundamentos, objetivos, diretrizes e instrumentos
capazes de orientar os órgãos públicos e a população sobre o processo de gerenciamento
dos recursos hídricos, iniciou-se um significativo processo de mobilização social e gestão
participativa (BÁRBARA, 2006).
Assim, em 17 de julho de 2000 foi promulgada a Lei Federal n° 9.984 que institui a
criação da Agência Nacional de Águas (ANA). Esta entidade federal, vinculada
diretamente ao Ministério de Meio Ambiente (MMA), possui autonomia administrativa e
financeira, sendo responsável pela implementação da PNRH e pela coordenação do
SNGRH (LIMA, 2001; BRASIL, 2000).
Outro importante instrumento de gerenciamento dos recursos hídricos foi a criação,
pelo Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA), da Resolução n° 20 de 18 de
junho de 1986, hoje substituída pela Resolução n° 357 de 17 de março de 2005. Essa
resolução enquadra as águas em classes, segundo a qualidade requerida para seus usos
preponderantes, bem como, define parâmetros de qualidade da água dos corpos naturais e
de lançamentos de efluentes (BÁRBARA, 2006).
2.2.1 Decreto Federal nº 24.643 – Código de águas
O Decreto Federal n° 24.643, que ficou conhecido como Código de Águas, é
respeitado mundialmente como uma das mais completas normas legais sobre águas já
concebidas.
Sancionado em 10 de julho de 1934, este decreto foi elaborado com a finalidade de
criar uma lei de acordo com as necessidades e o interesse coletivo nacional e que,
permitisse o poder público controlar e incentivar o aproveitamento industrial das águas,
25
bem como, adotasse medidas que facilitassem e garantissem o aproveitamento racional da
água para energia hidráulica (BRASIL, 1934).
O decreto dispõe sobre a utilização e classificação das águas (públicas, comuns e
particulares), e define seus proprietários – União, Estado ou Municípios. Além disso, o
código regulamenta o aproveitamento do potencial hidráulico das mesmas, por meio de
concessões, autorizações, fiscalização e penalidades (BRASIL, 1934).
2.2.2 Lei Federal nº 9.433 – Lei das águas
A Lei Federal n° 9.433 de 8 de janeiro de 1997, também conhecida como a Lei das
águas, institui a Política Nacional de Recursos Hídricos (PNRH), bem como, cria o Sistema
Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos (SGRH), (BRASIL, 1997). Esta política
demonstra a importância da água e reforça seu reconhecimento como elemento
indispensável a todos os ecossistemas terrestres e, como bem dotado de valor econômico.
A PNRH tem como objetivos:
Assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em
padrões de qualidade adequados aos respectivos usos;
A utilização racional e integrada dos recursos hídricos, incluindo o transporte
aquaviário, com vistas ao desenvolvimento sustentável;
A prevenção e a defesa contra eventos hidrológicos críticos de origem natural ou
decorrentes do uso inadequado dos recursos naturais.
Esta lei baseia-se nos seguintes fundamentos:
A água é um bem de domínio público;
Água é um recurso natural limitado, dotado de valor econômico;
Em situações de escassez, o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo
humano e a dessedentação de animais;
A gestão dos recursos hídricos deve sempre proporcionar o uso múltiplo das águas;
26
A bacia hidrográfica é a unidade territorial para implementação da Política Nacional
de Recursos Hídricos e atuação do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos
Hídricos;
A gestão dos recursos hídricos deve ser descentralizada e contar com a participação
do Poder Público, dos usuários e das comunidades.
As diretrizes para implementação da PNRH são:
A gestão sistemática dos recursos hídricos, sem dissociação dos aspectos de
quantidade e qualidade;
A adequação da gestão de recursos hídricos às diversidades físicas, bióticas,
demográficas, econômicas, sociais e culturais das diversas regiões do País;
A integração da gestão de recursos hídricos com a gestão ambiental;
A articulação do planejamento de recursos hídricos com o dos setores usuários e
com os planejamentos regional, estadual e nacional;
A articulação da gestão de recursos hídricos com a do uso do solo;
A integração da gestão das bacias hidrográficas com a dos sistemas estuarinos e
zonas costeiras.
Para tanto, os instrumentos que devem ser utilizados para viabilizar a implantação
desta política são:
Os Planos de Recursos Hídricos;
O enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos preponderantes
da água;
A outorga dos direitos de uso de recursos hídricos;
A cobrança pelo uso de recursos hídricos;
O Sistema de Informações sobre Recursos Hídricos.
27
2.2.3 Lei Federal n° 9.984 – Agência Nacional de Águas
A Lei Federal 9.984 de 17 de julho de 2000 promulga a Lei das águas, uma vez que
dispõe sobre a criação da Agência Nacional de Águas (ANA), entidade federal de
implementação da Política Nacional de Recursos Hídricos e de coordenação do Sistema
Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, com autonomia administrativa e
financeira, vinculada ao Ministério do Meio Ambiente. Sendo que, a lei estabelece regras
para a sua atuação, sua estrutura administrativa e suas fontes de recursos (BRASIL, 2000).
A ANA deverá seguir a PNRH e tem como algumas funções:
Supervisionar, controlar e avaliar as ações e atividades decorrentes do cumprimento
da legislação federal pertinente aos recursos hídricos;
Disciplinar, em caráter normativo, a implementação, a operacionalização, o controle
e a avaliação dos instrumentos da PNRH;
Outorgar, por intermédio de autorização, o direito de uso de recursos hídricos em
corpos de água de domínio da União;
Fiscalizar os usos de recursos hídricos nos corpos de água de domínio da União;
Elaborar estudos técnicos para subsidiar a definição, pelo Conselho Nacional de
Recursos Hídricos (CNRH), dos valores a serem cobrados pelo uso de recursos
hídricos de domínio da União;
Implementar, em articulação com os Comitês de Bacia Hidrográfica, a cobrança
pelo uso de recursos hídricos de domínio da União;
Organizar, implantar e gerir o Sistema Nacional de Informações sobre Recursos
Hídricos (SNIRH);
Propor ao CNRH o estabelecimento de incentivos, inclusive financeiros, à
conservação qualitativa e quantitativa de recursos hídricos;
Participar da elaboração do Plano Nacional de Recursos Hídricos e supervisionar a
sua implementação.
28
2.2.4 Resolução nº 357 do CONAMA
A Resolução nº 357 de 17 de março de 2005 do Conselho Nacional do Meio
Ambiente (CONAMA) dispõe sobre a classificação dos corpos hídricos e dá diretrizes
ambientais para o seu enquadramento, como também, estabelece as condições e padrões
tanto para estes corpos d’água quanto para o lançamento de efluentes (CONAMA, 2005).
Essas diretrizes estão baseadas em padrões de qualidade de água relacionadas aos
usos preponderantes do corpo hídrico, os quais estabelecem limites individuais para cada
sustância em cada classe. Desta forma, o enquadramento dos cursos d’água objetiva
adequar os usos restritivos, atuais e pretendidos a um nível de qualidade desejado, de tal
forma que os compatibilize as atividades antrópicas, com a manutenção do equilíbrio
ecológico aquático.
Nesse sentido, segundo o Art. 4º, 5º e 6º desta resolução as águas doces, salobras e
salinas são classificadas em: classe especial, classe 1, classe 2 ou classe 3, de acordo com a
qualidade requerida para seus usos preponderantes. Destaca-se que as águas doces também
podem ser classificadas em classe 4 (CONAMA, 2005).
A Tabela 1 apresenta a classificação das águas doces segundo a Resolução do
CONAMA nº 357/05.
29
Tabela 1. Classificação das águas doces segundo Resolução CONAMA nº 357
Classes Usos
Classe especial
a) abastecimento para consumo humano, com desinfecção;
b) preservação do equilíbrio natural das comunidades
aquáticas.
c) preservação dos ambientes aquáticos em unidades de
conservação de proteção integral.
Classe 1
a) abastecimento doméstico após tratamento simplificado;
b) proteção das comunidades aquáticas;
c) recreação de contato primário (natação, esqui aquático e
mergulho);
d) irrigação de hortaliças que são consumidas cruas e de
frutas que se desenvolvam rentes ao solo e que sejam
ingeridas cruas sem remoção de película.
e) proteção das comunidades aquáticas em terras
Indígenas.
Classe 2
a) abastecimento doméstico, após tratamento
convencional;
b) proteção das comunidades aquáticas;
c) recreação de contato primário (esqui aquático, natação e
mergulho);
d) irrigação de hortaliças, plantas frutíferas e de parques,
jardins, campos de esporte e lazer, com os quais o público
possa vir a ter contato direto;
e) aqüicultura e atividade de pesca.
Classe 3
a) abastecimento para consumo humano, após tratamento
convencional ou avançado;
b) irrigação de culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras;
c) pesca amadora;
d) recreação de contato secundário;
e) dessedentação de animais.
Classe 4 a) navegação;
b) harmonia paisagística.
Fonte: CONAMA (2005) adaptado por ABRAHÃO (2006)
30
2.2.5 Legislação de recursos hídricos do Estado do Paraná
O Poder Público Estadual e a sociedade paranaense conjugaram esforços para a
criação de dispositivos jurídico-institucionais e instrumentos técnicos voltados à gestão de
seus recursos hídricos, tendo como base os princípios e diretrizes da Lei Federal nº 9.433
de 1997, que institui a Política Nacional de Recursos Hídricos (ROORDA, 2005).
A partir disso, foi criada a Lei Estadual nº 12.726, sancionada em 26 de novembro
de 1999, instituindo a Política Estadual de Recursos Hídricos (PERH) e criando o Sistema
Estadual de Gerenciamento de Recursos Hídricos (SEGRH), tendo a partir de 2003, a
Superintendência de Desenvolvimento de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental do
Estado do Paraná (SUDERHSA) assumindo as funções de Agência de Bacia Hidrográfica
(ROORDA, 2005; PARANÁ, 1999).
De acordo com Roorda (2005), o modelo institucional proposto pelo Estado do
Paraná para a gestão de seus recursos, mantém em seu formato geral, as linhas mestras da
Lei Federal nº 9.433. No entanto, ela apresenta algumas peculiaridades ou detalhamentos a
mais que a lei federal, as quais são:
Cria o Fundo Estadual de Recursos Hídricos;
Apresenta fatores a serem observados no cálculo da cobrança pelo direito de uso de
recursos hídricos;
Apresenta um capítulo específico sobre águas subterrâneas;
Prevê para o exercício das funções de Agências de Bacia Hidrográfica as Unidades
Executivas Descentralizadas; e
Isenta as captações destinadas à produção agropecuária da cobrança pelo direito de
uso da água.
Além disso, foram criados Decretos Regulamentadores no período de 2000 a 2002,
ordenados em dois conjuntos: o primeiro referindo-se ao modelo institucional (Conselho,
Comitês de Bacia, Unidades Executivas Descentralizadas e Poder Público outorgante) e, o
segundo aos Instrumentos do Sistema (procedimentos de outorga, Fundo Estadual de
31
Recursos Hídricos e cobrança pelo direito de uso da água), (COSTA, 2003 apud
ROORDA, 2005).
Lei Estadual n° 12.726
A Lei Estadual n° 12.726 de 26 de novembro de 1999, institui a Política Estadual de
Recursos Hídricos do Estado do Paraná (PERH) e cria o Sistema Estadual de
Gerenciamento de Recursos Hídricos (SEGRH), como parte integrante dos Recursos
Naturais do Estado, nos termos da Constituição Estadual e na forma da legislação federal
aplicável.
Assim como a PNRH, esta lei tem como instrumento o Plano de Recursos Hídricos.
Segundo o Art. 7° desta lei o plano irá conter:
“Art. 7º O Estado elaborará, com base nos planejamentos efetuados nas bacias hidrográficas, o Plano
Estadual de Recursos Hídricos (PLERH/PR), que conterá o seguinte:
I - objetivos a serem alcançados;
II - diretrizes e critérios para o gerenciamento de recursos hídricos;
III - indicação de alternativas de aproveitamento e controle de recursos hídricos;
IV - programação de investimentos em ações relativas à utilização, à recuperação, à conservação e à
proteção dos recursos hídricos;
V - programas de desenvolvimento institucional, tecnológico e gerencial, de valorização profissional
e de comunicação social, no campo dos recursos hídricos.”
Portaria SUREHMA/PR nº 20
A Portaria n° 20 de 12 de maio de 1992 da SUREHMA (Superintendência dos
Recursos Hídricos e Meio Ambiente do Paraná), tem como finalidade enquadrar os cursos
d’água da Bacia Hidrográfica do Rio Iguaçu, de domínio do Estado, em classe 2.
Esta portaria é apresentada no Anexo 1.
32
2.3 Poluição hídrica
Poluição hídrica é qualquer alteração das características física, química, radiológica
ou biológica da água, como resultado de ações ou interferências (naturais ou antrópicas)
que causem impactos estéticos, fisiológicos ou ecológicos ao corpo hídrico, prejudicando o
uso presente, futuro ou potencial desse recurso natural (LIMA, 2001; BRAGA et al, 2002;
VON SPERLING, 1996).
Os efeitos dos poluentes sobre o corpo d’água dependerá da natureza do poluente,
do caminho que o mesmo irá percorrer no meio aquático e da utilização do mesmo
(ROCHA et al, 2004). Além desses fatores, a intensidade da poluição também é
determinada pela capacidade de assimilação dos corpos hídricos em relação aos poluentes,
a qual depende das interações entre condições físicas, químicas e biológicas desse ambiente
(LIMA, 2001).
Conforme Novotny (2003) apud Larentis (2004), as fontes de poluição podem ser
classificadas como:
Contribuição de cargas poluentes alóctones, ou seja, geradas fora do corpo d’água
em função das atividades desenvolvidas na bacia. Estas podem ser divididas, em
função da sua distribuição no espaço, em: fontes pontuais ou difusas; e
Alterações físicas na bacia hidrográfica. Podem ser do tipo: distribuídas na bacia
hidrográfica, como na alteração do uso do solo ou localizadas, como no barramento
de rios.
A poluição dos recursos hídricos decorre, principalmente, da ausência de um
planejamento urbano capaz de atender as demandas, associadas à falta de um padrão
cultural que agregue a necessidade de redução dos desperdícios e proteção da qualidade da
água. Assim, muitos mananciais se tornam depósitos de resíduos sólidos, bem como, o
destino final de efluentes domésticos, industriais e agrícolas.
Nesse contexto, os esgotos domésticos contribuem com elevadas cargas orgânicas,
as indústrias com uma série de compostos sintéticos e metais pesados e as atividades
33
agrícolas respondem pela presença de pesticidas e excesso de fertilizantes na água (LIMA,
2001).
Em pequenas quantidades, o efluente doméstico assim como alguns efluentes
industriais tratados, pode ser integrado à matéria orgânica existente no meio aquático e
servir de nutriente à flora e à fauna (ROCHA et al, 2004). Porém, o despejo de grandes
volumes destes resíduos líquidos no corpo receptor provoca um excesso de matéria
orgânica que dá início a poluição hídrica.
Segundo Magossi e Bonacella (2005) os grandes volumes de esgotos domésticos
contaminam os mananciais devido à falta de sistemas adequados de sua captação,
transporte e tratamento. Este tipo de efluente além de conter excretas humanas, também, é
composto por restos de alimentos, sabões e detergentes. Por esta razão, eles são
considerados o principal fator poluente das águas em regiões com altos índices
demográficos.
Nesse sentido, um recurso hídrico contaminado por efluente doméstico resulta na
contaminação por bactérias patogênicas e por substâncias orgânicas capazes de serem
transformadas por microrganismos. Este último provocando o processo de eutrofização do
corpo hídrico receptor.
Ainda como resultado do processo de urbanização desordenada, tem-se a
compactação e impermeabilização do solo. Estas impedem a infiltração e recarga de cursos
de água, aumentando assim, o escoamento superficial e conseqüentemente a produção e
carreamento de resíduos para os rios (MACIEL FILHO et al, 2000 apud CREPALLI,
2007).
As redes de drenagem também são consideradas fontes de poluição, uma vez que
sua qualidade está associada a vários fatores como: limpeza urbana e freqüência,
intensidade de precipitação e sua distribuição temporal e espacial, da época do ano e do tipo
de uso da área urbana (TUCCI, 1995 apud CREPALLI, 2007).
A Figura 2 apresenta os processos de poluição hídrica decorrentes da urbanização.
34
Figura 2. Conseqüências da urbanização no corpo hídrico.
Fonte: Rodriguez & Silva & Cavalcanti (2004) adaptado por Romano (2007).
As atividades industriais poluem os recursos hídricos a partir da introdução de
substâncias orgânicas e inorgânicas numa quantidade muito maior do que seria natural
(ROCHA et al, 2004).
Os poluentes inorgânicos são constituídos, principalmente, por metais. Estes
possuem altos fatores de bioacumulação, uma vez são considerados substâncias que se
preservam no sistema. Por esse motivo, prejudicam toda cadeia alimentar
(BITTENCOURT, 1997).
Entre os poluentes orgânicos de origem industrial encontram-se detergentes,
compostos de nitrogênio e fósforo, fenóis, entre outros. Compostos de nitrogênio e fósforo
alteram o corpo d’água através da proliferação de algas e cianobactérias, uma vez que são
nutrientes básicos para o crescimento destes microrganismos. Os fenóis e os detergentes
35
prejudicam significativamente a biota aquática, uma vez que são substâncias muito tóxicas
para peixes e outros organismos aquáticos (MAGOSSI E BONACELLA, 2005).
A poluição decorrente do manejo do solo pode influir na qualidade da água pelo
menos por quatro vias: (1) emissão direta de agroquímicos durante a aplicação ou a
disposição; (2) descargas de águas resultantes de irrigação ou drenagem; (3) lixiviação do
solo; (4) criadouros dentro ou fora dos mananciais (HOLT, 2000 apud ROCHA et al,
2004).
Nesse contexto, as atividades agrícolas resultam vários tipos de efluentes que, direta
ou indiretamente, alcançarão os corpos hídricos e irão alterar as características do meio
aquático. Essas alterações serão decorrentes da eutrofização provocada por alguns
compostos formados por nitrogênio e fósforo, bem como, da bioacumulação de substâncias
tóxicas (MAGOSSI E BONACELLA, 2005).
A retirada da cobertura vegetal da bacia hidrográfica também contribui
negativamente, prejudicando os processos de infiltração, percolação e armazenamento da
água, além de aumentar o escoamento superficial (LIMA, 1986 apud CREPALLI, 2007).
Estes por sua vez, causam assoreamento dos corpos de água, além de alterações nos
padrões de vazão e volume dos recursos hídricos (PIRES E SANTOS, 1995 apud PINTO,
2007).
Portanto, pode-se dizer que a poluição da água está diretamente associada ao tipo de
uso e à ocupação do solo na bacia hidrográfica, uma vez que refletem a relação entre as
atividades predominantemente desenvolvidas na bacia hidrográfica e o tipo de poluição
gerada por cada uma delas (PINTO, 2007).
A Figura 3 apresenta as inter-relações entre algumas atividades com potencial
poluidor em uma bacia hidrográfica através das rotas de transporte dos poluentes.
36
Figura 3. Inter-relações entre atividades potencialmente poluidoras em uma bacia hidrográfica.
Fonte: Larentis (2004)
2.3.1 Fontes de poluição
Segundo Rocha et al (2004), os poluentes podem ser introduzidos no meio aquático
de forma pontual ou difusa.
Fontes pontuais são caracterizadas por uma descarga concentrada, em pontos
definidos, como sistemas de efluentes domésticos tratados e não tratados e descargas
industriais (NOVOTNY, 2003 apud PINTO, 2007). Em geral, este tipo de fonte pode ser
reduzido ou eliminado através de tratamento apropriado, para posterior lançamento em um
corpo receptor.
Por outro lado, as fontes difusas caracterizam-se por apresentarem múltiplos pontos
de descarga resultantes do escoamento em áreas urbanas e ou agrícolas. A redução dessas
fontes, geralmente, requer mudanças nas práticas de uso da terra (LIMA, 2001).
São de difícil mensuração, uma vez que dependem da interação entre diversos
fatores, como duração, quantidade e freqüência de precipitação pluvial, bem como,
37
características do ambiente físico (impermeabilização, composição do solo e tipo de
vegetação), (TUCCI, 2001 apud ROMANO, 2007).
Segundo Novotny (2003) apud Pinto (2007) as condições que caracterizam fontes
difusas são:
O lançamento da carga poluidora é intermitente e está relacionado, basicamente, à
precipitação e ao uso do solo da bacia;
Os poluentes são transportados a partir de extensas áreas;
As cargas poluidoras não podem ser monitoradas a partir de seu ponto de origem;
O foco do monitoramento e abatimento de cargas de origem difusa deve ter caráter
extensivo e preventivo, com medidas de gerenciamento do escoamento superficial e
não visando apenas o tratamento de efluentes;
É difícil o estabelecimento de padrões de qualidade para lançamento de efluentes,
uma vez que a carga poluidora lançada varia de acordo com a intensidade e duração
dos eventos meteorológicos, a extensão da área de produção naquele evento
especifico, dentre outros.
Na Tabela 2 são apresentadas as principais categorias de poluentes que compõem
cada classe de fonte, conforme Davis et al (1998) apud Lima (2001).
38
Tabela 2. Categoria dos principais poluentes por principais fontes
Categoria das Fontes
Categoria dos Poluentes
Fontes Pontuais Fontes Difusas
E. Doméstico E. Industrial Esc. Agrícola Esc. Urbano
Matéria orgânica X x x x
Nutrientes X x x x
Patogênicos X x x x
Sólidos suspensos /
sedimentos
X x x x
Sais x x x
Metais tóxicos x x
Materiais orgânicos tóxicos x x
Temperatura x
Fonte: Davis et al (1998) apud Lima (2001)
2.4 Parâmetros indicadores de qualidade
Nas bacias hidrográficas, os usos múltiplos dos recursos hídricos acarretam grandes
variações das características físicas, químicas e biológicas ao longo do seu percurso. Estas
características ou parâmetros, quando analisados em conjunto, possibilitam verificar os
níveis de poluição de um determinado manancial, promovendo a definição da qualidade da
água e seu enquadramento dentro de classes (CARVALHO, 2005; LARENTIS, 2004).
Nesse sentido, segundo Bárbara (2006), os parâmetros indicadores de qualidade da
água quando monitorados:
Avaliam a evolução da qualidade da água dos corpos hídricos;
Identificam os trechos de rios onde a qualidade da água está mais degradada;
Fornecem subsídios para diagnósticos da qualidade da água visando os usos
múltiplos dos recursos hídricos;
Identificam áreas prioritárias para controle da poluição dos corpos d’água; e
39
Fornecem subsídios técnicos para elaboração de relatórios de caracterização dos
recursos hídricos de uma determinada região.
De uma maneira geral, pode-se dizer que o monitoramento dos parâmetros de
qualidade de água é uma ferramenta de extrema importância para o gerenciamento das
bacias hidrográficas.
2.4.1 Parâmetros físicos
Condutividade elétrica
De acordo com Mello (2006), condutividade elétrica é a capacidade da água
transmitir corrente elétrica, sendo expressa em microSiemens.cm-1
(µS.cm-1
). Esta
propriedade é diretamente relacionada à temperatura do corpo hídrico e à concentração de
substâncias iônicas dissolvidas no mesmo (BÁRBARA, 2006; MACIEL JR., 2000).
Cada corpo hídrico apresenta um grau relativamente constante de condutividade, o
qual pode ser usado para fins de comparação com as medidas regulares, sendo que qualquer
mudança significativa pode ser indicadora de poluição (GLEBER, 2002). Conforme
Libânio (2005), águas naturais apresentam condutividade elétrica inferior a 100 µS.cm-1
,
sendo que podem atingir 1000 µS.cm-1
quando receptoras de elevadas cargas de efluentes.
Nesse contexto, a condutividade elétrica é considerada uma medida indireta de
poluição, pois através dela é possível quantificar os macronutrientes presentes no meio
aquático, obter informações sobre a decomposição de matéria orgânica, identificar fontes
poluidoras e diferenças hidrogeoquímicas, dente outras (PORTO, 1991 apud SARDINHA
et al, 2008).
Temperatura
A temperatura da água é função direta da velocidade das reações químicas, da
solubilidade das substâncias e do metabolismo dos organismos presentes no meio aquático.
Ela pode ser influenciada por fatores naturais e antrópicos. Os naturais são provenientes,
40
geralmente, do regime climático da região e, os de origem antrópica, principalmente, de
despejos industriais e águas de refrigeração de máquinas e caldeiras (BÁRBARA, 2006;
LIBÂNIO, 2005).
É um parâmetro de fundamental importância, pois a concentração de oxigênio
dissolvido depende diretamente da temperatura hídrica, o que pode afetar a biota aquática.
De acordo com Maciel Jr. (2000) aumentos de temperatura resultam na redução de oxigênio
dissolvido e no consumo de oxigênio devido à estimulação das atividades biológicas.
Além disso, a temperatura é fator determinante na velocidade de uma série de
reações que afetam os processos químicos, físicos e biológicos do meio aquático
(GLEBER, 2002; VON SPERLING, 1996 apud BÁRBARA, 2006).
Cor
A cor é uma característica das substâncias dissolvidas na água (BRAGA et al,
2002). De acordo com Libânio (2005) ela resulta da reflexão da luz em partículas com
diâmetro inferior a 1,0 µm, bem como, pela presença de compostos metálicos ou do
lançamento de efluentes no corpo hídrico receptor.
Para fins de potabilidade, a água não deve apresentar nenhuma cor de considerável
intensidade, sendo o índice máximo permitido pela Organização Mundial de Saúde (OMS)
de 20 mg Pt.L-1
(BRAGA et al, 2002).
Turbidez
Turbidez é a propriedade da água de desviar raios luminosos (BRAGA et al, 2002).
É causada por matérias sólidas em suspensão, como: colóides, plâncton, matéria orgânica e
microrganismos. Conforme Maciel Jr. (2000) suas principais fontes são as partículas de
solos provenientes da superfície da bacia hidrográfica, devido a desmatamentos, processos
erosivos e atividades de mineração e, ao lançamento de efluentes que contenham materiais
finos.
41
A alta turbidez pode influenciar as comunidades aquáticas, uma vez que reduz a
fotossíntese da vegetação submersa e de algas, provocando a supressão da produtividade de
peixes (CREPALLI, 2007).
Segundo Gleber (2002) as águas claras de cabeceiras de rios apresentam turbidez
em torno de 1,0 UTN (Unidades de Turbidez), enquanto que rios de grandes dimensões,
possuem turbidez em torno de 10 UTNs.
Sabor e odor
Estes parâmetros estão associados tanto à presença de substâncias químicas ou gases
dissolvidos na água, quanto ao metabolismo de alguns microrganismos, como algas e
cianobactérias (LIBÂNIO, 2005).
Sólidos
Os sólidos podem ser classificados, quanto ao seu tamanho, em dissolvidos e em
suspensão.
Sólidos dissolvidos são encontrados naturalmente nas águas devido ao desgaste de
rochas por intemperismo e, em grandes concentrações decorrem do lançamento de efluentes
domésticos e industriais. Estas partículas são formadas pela concentração de cátions, ânions
e sais resultantes da combinação destes íons que se encontram dissolvidos na água e
materiais em suspensão. Sendo que, o excesso de sólidos dissolvidos na água pode causar
alterações de sabor (GLEBER, 2002; MACIEL JR., 2000).
Os sólidos em suspensão são divididos em sedimentáveis e não sedimentáveis,
sendo originados do carreamento de solos por escoamento superficial, devido a processos
erosivos e desmatamento na bacia, do lançamento de efluentes e da dragagem para remoção
de areia e atividades de garimpo. Altas concentrações destes sólidos aumentam a turbidez,
prejudicando a produtividade da biota aquática, provocam alterações de cor e odor da água,
atuam como carreadores de substâncias tóxicas adsorvidas e, em reservatórios aceleram o
processo de assoreamento e bloqueiam as estruturas de tomada d’água (LARENTIS, 2004;
42
GLEBER, 2002; MACIEL JR., 2000). Conforme Chapra (1997) a concentração de sólidos
suspensos em águas naturais varia entre 1,0 mg.L-1
para águas claras a 100 mg.L-1
para
sistemas com alta turbidez.
Nesse contexto, a presença de sólidos de qualquer natureza na água, provoca
alteração da cor, aumento da turbidez e diminuição da transparência, podendo afetar o
ecossistema aquático devido à diminuição da produção fotossintética e, conseqüentemente,
do oxigênio dissolvido no corpo hídrico (BÁRBARA, 2006).
2.4.2 Parâmetros químicos
Potencial hidrogeniônico (pH)
O potencial hidrogeniônico é a medida da concentração de íons de hidrogênio (H+)
presentes na água, indicando o balanço entre ácidos e bases presentes na solução
(CANADÁ, 1994 apud CREPALLI, 2007). O pH varia de 0 a 14, sendo 7,0 o valor neutro;
abaixo de 7,0 a água é considerada ácida e, se acima de 7,0 é alcalina (BÁRBARA, 2006;
MACIEL JR., 2000).
Este parâmetro é formado pela presença de sólidos e gases dissolvidos no recurso
hídrico oriundos da dissolução de rochas, absorção de gases da atmosfera, oxidação da
matéria orgânica, fotossíntese e, em especial, do lançamento de efluentes (BÁRBARA,
2006).
As águas superficiais apresentam pH entre 6,0 a 8,5 (LIBÂNIO, 2005). No entanto,
dificilmente o pH será neutro, em decorrência da enorme quantidade de íons dissolvidos na
água, principalmente da presença dos ácidos carbônicos, húmicos e fúlvicos (GLEBER,
2002).
Segundo Libânio (2005), o pH influi no grau de solubilidade de várias substâncias,
na distribuição das formas livre e ionizada de diversos compostos químicos, como também,
define o potencial de toxicidade de alguns elementos. Por exemplo, valores de pH muito
básicos (acima de 8,0) tendem a solubilizar a amônia tóxica (NH3), metais pesados e outros
sais na água e, precipitar sais de carbonato. Valores de pH muito ácidos (abaixo de 6,0)
43
tendem a aumentar a concentração de dióxido de carbono (CO2) e ácido carbônico na água
(H2CO3), (CREPALLI, 2007).
Além disso, este parâmetro atua diretamente nos processos de permeabilidade da
membrana celular da biota aquática, interferindo, portanto, no transporte iônico intra e
extracelular (ESTEVES, 1998 apud SARDINHA et al, 2008).
Alcalinidade
Alcalinidade é a medida total de substâncias presentes na água capazes de
neutralizarem ácidos ou que possuem capacidade de minimizar variações significativas de
pH, expressa em mg.L-1
de CaCO3 (carbonato de cálcio). Estas substâncias são
bicarbonatos, carbonatos e hidróxidos, geralmente, de metais alcalinos ou alcalinos-terrosos
(BRAGA, 2002; MACIEL JR., 2000).
Altos valores de alcalinidade nos corpos hídricos estão relacionados aos processos
de decomposição da matéria orgânica, à atividade respiratória dos microrganismos e ao
lançamento de efluentes industriais (LIBÂNIO, 2005).
Acidez
Acidez é o inverso da alcalinidade e pode ser originada pela decomposição de
matéria orgânica, pelo lançamento de efluentes industriais e lixiviação do solo de áreas de
mineração (LIBÂNIO, 2005).
Nitrogênio
O nitrogênio é de extrema importância para a manutenção da vida do ambiente
aquático, atuando na formação de proteínas, as quais são constituintes das enzimas e dos
componentes estruturais da parede celular (PÁDUA, 2007).
Na água, o nitrogênio pode ser proveniente naturalmente, de matérias orgânica e
inorgânica e de chuvas, bem como, pode ser de origem antrópica, através do lançamento de
44
efluentes domésticos, industriais e de defensivos agrícolas no corpo hídrico (BÁRBARA,
2006).
As formas que esse elemento se encontra na natureza são: amônia (NH3), nitrito
(NO2-), nitrato (NO3
-), íon amônio (NH4
+), nitrogênio molecular (N2), óxido nitroso (N2O),
nitrogênio orgânico dissolvido e nitrogênio orgânico particulado, sendo que a determinação
da forma predominante de nitrogênio pode fornecer indicações sobre o estágio de poluição.
Logo, se a poluição é recente, o nitrogênio estará basicamente na forma de nitrogênio
orgânico ou amônia, uma vez que não ocorreu a oxidação dos mesmos e, se antiga,
basicamente na forma de nitrato (BÁRBARA, 2006; VON SPERLING, 1996).
Segundo Chapra (1997) o ciclo do nitrogênio em águas naturais está diretamente
relacionado ao nível de oxigênio dissolvido do corpo hídrico (Figura 4). Portanto,
alterações na concentração de nitrogênio no meio hídrico podem propiciar uma série de
problemas com outros parâmetros de qualidade da água. Basicamente, os problemas
ocasionados por nitrogênio são resultantes dos processos de nitrificação/desnitrificação e
eutrofização, bem como, da poluição por nitrato e da alta concentração de amônia tóxica
presente na água.
Figura 4. Ciclo do nitrogênio na água.
Fonte: Chapra (1997).
45
Nesse sentido, altas concentrações de nitrogênio presentes nas águas acarretam a
fenômenos de eutrofização, uma vez que este é nutriente essencial para o crescimento de
microrganismos (algas e cianobactérias) responsáveis pela estabilização da matéria
orgânica (VON SPERLING, 2006).
O processo de nitrificação, ou seja, oxidação da amônia a nitrito e este a nitrato,
ocorre em duas fases: nitrosação (Reação 1) e nitratação (Reação 2). Na fase de nitrosação
as bactérias do gênero Nitrosomanas oxidam a amônia (NH3) até a formação do ácido
nitroso (HNO2), que se dissocia, formando nitritos (NO2-). Na fase de nitratação as
bactérias do gênero Nitrobacter oxidam o ácido nitroso em ácido nítrico (HNO3), que se
dissocia, formando nitratos (NO3-). Desta forma, o processo de nitrificação consome
oxigênio, ocorrendo uma redução do nível de oxigênio dissolvido no corpo d’água receptor
(PÁDUA, 2007; CHAPRA, 1997).
NH4+ + 1,5O2 → 2H
+ + NO2
- + H2O (Reação 1)
NO2- + 0,5O2 → NO3
- + energia (Reação 2)
Em condições anaeróbias o nitrato pode ser reduzido a nitrito e este ser convertido
em nitrogênio livre pelo processo de desnitrificação (Reação 3).
NO3- → NO2
- → N2O → N2 (Reação 3)
A amônia total é a soma das formas ionizada e amônia livre. A proporção das
mesmas depende do pH, sendo que para pH alcalino (maior que 9,0) a forma não ionizada é
predominante (GLEBER, 2002).
Os níveis de amônia livre situam-se em valores abaixo de 1,0 mg.L-1
, e em altas
concentrações é tóxica às comunidades aquáticas, principalmente, aos peixes e
46
invertebrados, afetando a capacidade reprodutiva, a respiração, o desenvolvimento e
formação dos tecidos orgânicos (SILVA JARDIM, 2006 apud BÁRBARA, 2006;
GLEBER, 2002).
A forma de nitrato, quando acima de 2,0 mg.L-1
desencadeia processos de
eutrofização no corpo hídrico. Além disso, quando em excesso se torna tóxico a animais de
sangue quente, sendo associado a doenças como a metahemoglobinemia (GLEBER, 2002;
VON SPERLING, 1996).
Fósforo
O fósforo é um nutriente indispensável a todas as formas de vida, uma vez que
participa nos processos de respiração, fotossíntese e reprodução celular. Além disso, ele é
de extrema importância para o crescimento dos microorganismos que atuam na
estabilização da matéria orgânica presente na água (MACIEL JR., 2000).
No meio aquático, o fósforo está presente como fosfato orgânico e fosfato
inorgânico, distribuídos principalmente, sob as formas de ortofosfatos dissolvidos e
fosfatos organicamente ligados (GLEBER, 2002).
O fosfato é originado naturalmente da dissolução de compostos do solo e durante os
processos biológicos de transformação de substâncias orgânicas em fosfato inorgânico
(MACIEL JR., 2000). Segundo Von Sperling (1996) apud Crepalli (2007) concentrações
elevadas de fosfato são oriundas de despejos de efluentes domésticos e industriais,
detergentes, excrementos de animais e fertilizantes agrícolas.
A alta concentração de fósforo acarreta na proliferação excessiva de algas e
conseqüente eutrofização do corpo hídrico, causando alterações nas condições físico-
químicas das águas e na comunidade aquática (MACIEL JR., 2000).
Conforme Gleber (2002), as águas naturais apresentam concentrações de fósforo na
faixa de 0,005 mg.L-1
a 0,02 mg.L-1
, sendo que concentrações na faixa de 0,01 mg.L-1
de
fosfato são suficientes para manutenção do fitoplâncton. Por outro lado, concentrações
entre 0,03 mg.L-1
a 0,1 mg.L-1
são suficientes para desencadear seu crescimento acelerado.
47
Oxigênio dissolvido (OD)
O oxigênio dissolvido é o parâmetro mais importante para expressar a qualidade de
um ambiente aquático, uma vez que é fundamental para a manutenção dos organismos
aquáticos aeróbios (LIBÂNIO, 2005; MACIEL JR., 2000). Desta forma, o meio aquático
produz e consome o oxigênio, o qual é retirado da atmosfera pela interface água/ar e dos
processos fotossintéticos de algas e plantas (GLEBER, 2002).
Os níveis de OD tem oscilações sazonais e em períodos de 24 horas. Normalmente,
águas naturais possuem concentração em torno de 8,0 mg.L-1
a 25 ºC, sendo a concentração
mínima para a manutenção da biota aquática na faixa de 2,0 mg.L-1
a 5,0 mg.L-1
(LIBÂNIO, 2005; GLEBER, 2002).
Esta concentração pode ser reduzida pelo lançamento de resíduos orgânicos, através
do consumo de OD pelos microrganismos nos seus processos metabólicos de utilização e
estabilização da matéria orgânica (VON SPERLING, 1996). Assim como a concentração
de OD pode ser reduzida, ela também pode ser saturada. Isto é, as saturações de OD podem
ser oriundas de processos fotossintéticos, indicando eutrofização do sistema aquático.
Águas eutrofizadas podem apresentar concentração de OD maiores que 10 mg.L-1
, mesmo
em temperaturas superiores a 20 ºC (SÃO PAULO, 2005 apud CREPALLI, 2007).
Nesse sentido, a determinação do OD é fundamental para avaliar as condições
naturais da água de um rio e detectar impactos ambientais que decorrem sobre o mesmo
(MELLO, 2006).
De acordo com FEPAM (1996) e ANEEL (1999) apud Bárbara (2006) os fatores
que mais influenciam a concentração desse gás no ambiente aquático são:
Temperatura da água (quanto maior, menor será a concentração de OD presente no
meio hídrico);
Pressão atmosférica (altitude) e;
Salinidade.
48
Demanda bioquímica de oxigênio (DBO)
A DBO retrata a concentração de oxigênio requerida para estabilizar, através de
processos bioquímicos, a matéria orgânica carbonácea (VON SPERLING, 1996).
Segundo o mesmo autor, esta determinação permite a indicação aproximada da
fração biodegradável do despejo; a indicação da taxa de degradação do despejo e; a
indicação da taxa de consumo de oxigênio requerido para a estabilização biológica da
matéria orgânica presente na água.
Em suma, a DBO corresponde ao oxigênio dissolvido consumido durante a
decomposição da matéria orgânica carbonácea, da qual resultam, basicamente, três
elementos: gás carbônico, amônia e água. A demanda bioquímica de oxigênio é sempre
inversa à quantidade de oxigênio dissolvido presente no meio hídrico (BÁRBARA, 2006).
Conforme Eiger (2003) e Rodrigues (2005) apud Bárbara (2006), a DBO possui
duas grandes vantagens:
• Possibilita a comparação do potencial poluidor de diferentes efluentes,
provenientes das mais variadas fontes, segundo uma mesma grandeza;
• Possibilita a avaliação do estado da qualidade da água de um rio qualquer, uma
vez que é uma medida indireta do consumo de oxigênio dissolvido do meio hídrico.
A DBO ocorre naturalmente nos corpos hídricos em níveis reduzidos, em função da
degradação da matéria orgânica (folhas, animais mortos, excrementos de animais),
apresentando valores de até 2,0 mg.L-1
. Valores elevados de DBO são provenientes de
efluentes domésticos, industriais ou de águas lixiviadas de criatórios de animais
(LIBÂNIO, 2005; GLEBER, 2002; MACIEL JR., 2000).
Demanda química de oxigênio (DQO)
A demanda química de oxigênio mede o consumo de oxigênio durante a oxidação
química da matéria orgânica presente no corpo d’água receptor (VON SPERLING, 1996).
Sendo que o ensaio de obtenção da DQO baseia-se no fato de que quase todos os
49
compostos orgânicos podem ser oxidados pela ação de um agente oxidante forte em meio
ácido (MELLO, 2006).
Assim como a DBO, os altos valores de DQO provem de efluentes domésticos,
industriais ou de águas lixiviadas de criatórios de animais (LIBÂNIO, 2005).
Carbono orgânico total (COT)
Carbono orgânico total é a medida direta da matéria orgânica carbonácea, sendo
baseado na quantidade de carbono liberado na forma de dióxido de carbono (CO2)
produzida pela oxidação catalítica da matéria orgânica a 900 ºC.
Em águas superficiais, o teor de COT varia de 1,0 mg.L-1
a 20 mg.L-1
. Alterações
significativas nesta concentração, torna o COT um indicativo de poluição (LIBÂNIO,
2005).
Metais pesados
Metais pesados são dificilmente encontrados em águas naturais, sendo que
concentrações destes elementos em corpos hídricos são provenientes, geralmente, do
lançamento de efluentes industriais e da lixiviação de áreas de garimpo e mineração
(LIBÂNIO, 2005).
Os metais que apresentam maior toxicidade são: alumínio (Al), cobre (Cu), cromo
(Cr), estanho (Sn), níquel (Ni), mercúrio (Hg), vanádio (V) e zinco (Zn). Estes possuem
altos fatores de bioacumulação, uma vez são considerados substâncias que se preservam no
sistema, mesmo que ocorram transformações, sedimentação e/ou ressolubilização
(GIORDANO, 2005; BITTENCOURT, 1997).
50
2.4.3 Parâmetros biológicos
Coliformes totais e fecais
Os coliformes são indicadores de que o corpo hídrico esteja contaminado por esgoto
doméstico, uma vez que este grupo de bactérias habita o trato intestinal de seres humanos e
animais (GLEBER,2002; VON SPERLING, 1996).
Embora esse grupo de bactérias não seja, em sua maioria, patogênicos, servem
como indicadores de uma contaminação potencial de bactérias patogênicas, vírus e
protozoários que também residem no trato intestinal (GLEBER, 2002).
Além disso, os coliformes também ocorrem em menores quantidades em ambientes
naturais, como pastagens, solos e plantas submersas, sendo por esse motivo denominados
coliformes totais. Enquanto que os coliformes fecais são bactérias específicas do trato
intestinal (BÁRBARA, 2006; GLEBER, 2002).
Algas e cianobactérias
Com o crescimento acelerado pela introdução de compostos de nitrogênio e fósforo,
as algas e cianobactérias podem comprometer seriamente a qualidade do corpo hídrico
receptor, e consequentemente, a saúde humana.
De acordo com Braga et al (2002) este elevado crescimento pode acarretar na
formação de grande massa orgânica, ocasionando a produção de quantidade excessiva de
lodo e a liberação de vários compostos orgânicos, os quais podem ser tóxicos ou resultar
em sabor e odor desagradáveis à água. Além disso, pode causar elevada turbidez,
dificultando a penetração de luz solar com a conseqüente redução de oxigênio dissolvido no
meio aquático.
2.5 Índices de qualidade da água
Os índices de qualidade de água atuam como instrumentos complementares à
análise de comportamento da qualidade da água de um rio. Eles refletem o nível de
51
salubridade da água, o comportamento do ecossistema, bem como, indicam a condição do
meio aquático (NUNES, 2008). Além disso, podem dar uma idéia de tendência de evolução
da qualidade da água ao longo do tempo, permitindo a comparação entre diferentes cursos
de água (LEMOS, 2003).
O objetivo principal desses índices é determinar o potencial de disfunções do
ecossistema e permitir uma melhor compreensão das fontes de contaminação e das decisões
de manejo (ONGLEY, 2000 apud NUNES, 2008).
Sendo assim, estes índices podem ter diversas aplicações, como: na distribuição de
recursos e determinação de prioridades; comparação das condições ambientais em
diferentes áreas geográficas; determinação do cumprimento da legislação ambiental; análise
de tendências; avaliação de mudanças na qualidade ambiental; informação ao público;
pesquisa cientifica; identificação de problemas de qualidade de água que necessitem
estudos especiais em trechos de rios; entre outras (NUNES, 2008).
De acordo com Ott (1978) apud Nunes (2008), existem três tipos básicos de índices
de qualidade de água: (1) índices elaborados a partir de opinião de especialistas; (2) índices
baseados em métodos estatísticos; e (3) índices biológicos.
A primeira apresentação formal do índice de qualidade da água na literatura ocorreu
em 1965, pelo pesquisador alemão Horton. Nesta pesquisa, os índices eram referenciados
como ferramentas de avaliação dos programas de redução de poluição e para informação
pública (DERÍSIO, 1992 apud NUNES, 2008; FERREIRA, 2001 apud LEMOS, 2003).
Na década de 1970, foi desenvolvido o índice de qualidade da água (Water Quality
Index - WQI) pela National Sanitation Foundation (NSF) dos Estados Unidos. Ele foi
baseado na técnica de Delphi da Rand Corporation, por meio de pesquisas com vários
especialistas da área ambiental (PINTO, 2007; NUNES, 2008).
Baseado neste estudo, o Instituto Mineiro de Gestão de Águas (IGAM) desenvolveu
o IQA. Para tanto, foram considerados nove parâmetros relevantes para avaliação da
qualidade das águas brasileiras: oxigênio dissolvido (OD), coliformes fecais, pH, demanda
bioquímica de oxigênio (DBO), nitrato, fosfato total, temperatura, turbidez e sólidos totais
(PINTO, 2007).
52
O IQA adaptado e desenvolvido na década de 1970, pela Companhia de Tecnologia
de Saneamento Ambiental da Secretaria do Meio Ambiente do Estado de São Paulo
(CETESB), também é baseado em estudos realizados pela NSF dos Estados Unidos
(CETESB, 2009). Ele é semelhante ao desenvolvido pelo IGAM, porém utiliza o nitrogênio
total em vez de utilizar o nitrato (PINTO, 2007).
Os nove parâmetros do IQA identificam melhor a qualidade da água de cursos
contaminados por efluentes domésticos, visando sua utilização para a caracterização das
águas destinadas ao abastecimento público geral (COELHO, 2008).
A seleção destes parâmetros foi definida com base em opiniões de especialistas em
qualidade de água. Inicialmente foram propostos 35 parâmetros a serem avaliados, com
seus respectivos pesos e condição com que se apresentam, segundo uma escala de valores
rating. Para os nove parâmetros selecionados foram estabelecidas curvas de variação de
qualidade da água de acordo com seu estado (Figura 5), bem como, seu peso relativo
correspondente (Tabela 3), (SILVA et al, 2003; CETESB, 2009).
53
Figura 5. Curvas médias de variação dos parâmetros de qualidade da água.
Fonte: CETESB (2009)
54
Tabela 3. Pesos correspondentes dos parâmetros de qualidade de água
Parâmetros Pesos (w)
Temperatura da amostra 0,10
Potencial hidrogeniônico 0,12
Oxigênio dissolvido 0,17
Demanda bioquímica de oxigênio 0,10
Coliformes fecais 0,15
Nitrogênio total 0,10
Fósforo total 0,10
Resíduo total 0,08
Turbidez 0,08
Fonte: Silva (2001).
Assim, o resultado do IQA é obtido a partir do produtório ponderado das qualidades
de água correspondentes aos nove parâmetros mencionados, por meio da seguinte equação:
n
1i
iwiqIQA
onde: IQA = Índice de Qualidade das Águas (0 < IQA < 100); qi = Qualidade do i-ésimo
parâmetro, obtido da respectiva “curva média de variação de qualidade”, em função de sua
concentração ou medida (0 < qi < 100); e wi = Peso correspondente ao i-ésimo parâmetro
(0 < wi < 1), atribuído em função da sua importância para a conformação global de
qualidade, sendo que:
1wn
1i
i
Onde: n = Número de parâmetros que entram no cálculo do IQA.
55
A partir do cálculo do IQA, pode-se determinar a qualidade das águas e classificá-
las, relacionando intervalo de variação do IQA a uma cor de referência, conforme mostra a
Tabela 4.
Tabela 4. Classificação da qualidade da água segundo IQA
Nível de qualidade Intervalo do IQA Cor de referência
Ótima 79 < IQA ≤ 100 Azul
Boa 51 < IQA ≤ 79 Verde
Regular 36 < IQA ≤ 51 Amarelo
Ruim 19 < IQA ≤ 36 Marrom
Péssima IQA ≤ 19 Vermelho
Fonte: CETESB (2009)
Devido à complexidade dos poluentes lançados nas águas, a CETESB também
elaborou índices específicos de acordo com os propósitos de uso dos recursos hídricos, a
fim de facilitar a gestão dos mesmos (COELHO, 2008; CETESB, 2009). A Tabela 5
apresenta os referidos índices e suas variáveis de composição.
56
Tabela 5. Índices de qualidade utilizados pela CETESB, conforme propósitos de usos dos recursos
hídricos
Índices Variáveis
IAP – Índice da qualidade de água bruta para fins
de abastecimento público
IQA
ISTO
IB – Índice de balneabilidade Coliformes termotolerantes, Escherichia coli
IET – Índice de estado trófico Transparência, clorofila α e fósforo total
IPMCA – Índice de parâmetros mínimos para a
preservação da vida aquática
Substâncias tóxicas: chumbo, cobre, zinco, cromo,
mercúrio, níquel, cádmio, surfactantes e fenóis.
Parâmetros essenciais: oxigênio dissolvido, pH e
toxicidade.
IQA – Índice de qualidade da água Temperatura, pH, oxigênio dissolvido, demanda
química de oxigênio, coliformes termotolerantes,
nitrogênio total, fósforo total, resíduo total e
turbidez.
ISTO – Índice de substâncias tóxicas e
organolépticas
Variáveis indicadoras de substâncias tóxicas: Teste
de Ames – genotoxicidade, potencial de formação
de trihalometanos, número de cianobactérias,
cádmio, chumbo, cromo, mercúrio e níquel.
Variáveis da qualidade organoléptica: ferro,
manganês, alumínio, cobre e zinco.
IVA – Índice de qualidade da água para a proteção
da vida aquática
IPMCA
IET
Fonte: Coelho, 2008.
57
3 MODELAGEM DA QUALIDADE DA ÁGUA
3.1 Modelagem ambiental
Segundo Bonganha et al (2007), modelagem ambiental é a representação
matemática da realidade, obtida através de modelos idealizados com base no levantamento
e interpretação de dados e observações do sistema real. Em outras palavras, é o conjunto de
equações que descrevem os aspectos de um determinado fenômeno natural (TITO, 2003).
Estes modelos permitem simular condições reais, dentro de uma faixa de incerteza,
inerentes ao conhecimento técnico-científico, de cenário atual ou futuro de um ambiente,
avaliando e comparando alternativas de gerenciamento para tomada de decisões
(SARDINHA et al, 2008; BÁRBARA et al, 2005; MIRBAGHERI, 2004).
Nesse sentido, os modelos matemáticos estão sendo cada vez mais utilizados em
estudos ambientais, pois auxiliam na compreensão dos impactos resultantes das mudanças
no uso da terra e na previsão de alterações futuras nos ecossistemas (RENNÓ e SOARES,
2000).
Além disso, o uso de modelos matemáticos computacionais possibilita a simulação
de um grande número de alternativas em um curto espaço de tempo, com confiabilidade,
disponibilizando assim, ferramentas capazes de realizar análises em diferentes cenários e
estudar a influência de um número maior de variáveis envolvidas em um determinado
problema ambiental (OLIVEIRA, 2004).
58
3.2 Tipos de modelos matemáticos
De acordo com Rennó e Soares (2000) os modelos matemáticos podem ser
classificados sob diferentes aspectos:
Quanto ao tipo de variáveis utilizadas na modelagem: estocásticos ou
determinísticos;
Quanto ao tipo de relações entre essas variáveis: empíricos ou conceituais;
Quanto à forma de representação dos dados: discretos ou contínuos;
Quanto à existência ou não de relações espaciais: pontuais ou distribuídos;
Quanto à existência de dependência temporal: estáticos ou dinâmicos.
Um modelo é considerado estocástico quando pelo menos uma das variáveis
envolvidas tem comportamento aleatório. Caso os conceitos de probabilidade sejam
desconsiderados durante a elaboração do modelo, então este será denominado
determinístico. Nesse contexto, nos modelos determinísticos um dado conjunto de dados de
entrada gera apenas uma resposta. Enquanto que nos modelos estocásticos as respostas
dependem de uma distribuição de probabilidade, ou seja, este tipo de modelo pressupõe e é
estruturado para considerar incertezas na resposta, contemplando variabilidade tanto nos
dados de entrada quanto na predição do modelo (SILVA, 2006; TUCCI, 2005;
SPADOTTO, 2002; RENNÓ e SOARES, 2000).
Os modelos são ditos empíricos, quando utilizam relações baseadas em
determinações experimentais. Em geral são bastante simples, porém não permitem
simulações de mudanças em condições para os quais o modelo não previu, uma vez que são
específicos para região em que as relações foram estimadas. Por outro lado, os modelos
conceituais são mais complexos que os empíricos, pois procuram descrever todos os
processos que envolvem determinado fenômeno estudado (TUCCI, 2005; RENNÓ e
SOARES, 2000).
Os modelos são considerados contínuos quando os fenômenos são contínuos no
tempo, enquanto que nos discretos as mudanças de estado ocorrem em intervalos discretos
(TUCCI, 2005). Segundo Rennó e Soares (2000), apesar dos fenômenos naturais variarem
continuamente no tempo, na maioria das vezes, estes fenômenos são representados por
modelos discretos. A escolha do intervalo de tempo no qual o modelo será executado
59
dependerá basicamente do fenômeno estudado, da disponibilidade de dados e da precisão
desejada nos resultados.
Os modelos pontuais consideram que todas as variáveis de entrada e saída são
representativas de toda a área estudada, isto é, desconsidera a variabilidade espacial;
geralmente, estes modelos utilizam somente o tempo como variável independente.
Enquanto que, os modelos distribuídos consideram a variabilidade espacial encontrada nas
diversas variáveis do modelo (TUCCI, 2005; RENNÓ e SOARES, 2000;
CHRISTOFOLETTI, 1999).
Por fim, os modelos são considerados estáticos quando, com um conjunto de dados
de entrada produz-se um resultado oriundo da resolução da equação do modelo em um
único passo de tempo, ou seja, não existem variações ao longo do tempo. Já modelos
dinâmicos utilizam o resultado de uma iteração como entrada para a próxima iteração,
considerando então, as variações em função da distância e do tempo (OLIVEIRA, 2004;
RENNÓ e SOARES, 2000, CHRISTOFOLETTI, 1999).
3.3 Modelagem da qualidade da água
A utilização da modelagem tornou-se uma ferramenta de extrema importância nos
estudos hidrológicos, uma vez que possibilita a compreensão do funcionamento do balanço
hídrico, dos processos que controlam o fluxo das águas e os impactos decorrentes das
atividades antrópicas (RENNÓ e SOARES, 2000).
Os modelos de qualidade da água consistem em simular as concentrações de
constituintes presentes no corpo hídrico, dadas as suas características hidrodinâmicas, as
condições iniciais do sistema aquático e a cinética de reações (BOWIE et al, 1985 apud
BÁRBARA, 2006; CUNHA e FERREIRA, 2006; ZEILHOFER et al, 2003).
Segundo Fernandes (2004), um modelo de qualidade da água é o produto de dois
módulos computacionais básicos. O primeiro módulo determina as condições hidráulicas
baseadas nas equações de momento e continuidade, onde se assume um determinado
cenário hidráulico. O segundo módulo, referente à qualidade da água, depende do modelo
60
hidráulico para avaliar os caminhos de fluxo no sistema, a mistura, a diluição de
contaminantes e os tempos de percurso/detenção da água.
As limitações básicas destes modelos envolvem a quantidade e a qualidade dos
dados hidrológicos, bem como, a dificuldade em formular matematicamente alguns
processos e a simplificação do comportamento espacial de variáveis e fenômenos. A
aplicação de modelos hidrológicos envolve: a escolha do modelo, a seleção e análise dos
dados necessários, ajuste e verificação dos parâmetros, definição de cenários de aplicação,
prognóstico e a estimativa das incertezas dos resultados (HAETINGER).
Assim, em uma primeira etapa o modelo utilizaria os dados de monitoramento para
seu ajuste ao corpo hídrico. E posteriormente, através da simulação de cenários, indicaria os
locais onde é importante concentrar esforços no planejamento e na tomada de decisões
dentro da bacia hidrográfica (LARENTIS, 2004).
Nesse sentido, o uso de modelos da qualidade das águas pode fornecer informações
úteis sobre os mecanismos e interações que justificam os variados comportamentos
dinâmicos do corpo hídrico, permitindo a avaliação e comparação de diferentes estratégias
de manejo, as quais auxiliarão nas possíveis soluções para a minimização de impactos
ambientais (FAN et al, 2007; BÁRBARA et al, 2005).
Segundo Tucci (2005) os modelos de gerenciamento de recursos hídricos podem ser
classificados em:
Modelos de comportamento: descreve o comportamento do corpo hídrico, visando
prognosticar a resposta do mesmo quando sujeito a diferentes entradas ou devido a
modificações nas suas características;
Modelos de otimização: visa buscar as melhores soluções, em nível de projeto, de
um sistema específico;
Modelos de planejamento: simulam condições globais de um sistema maior, ou seja,
envolve as condições sócio-ambientais do sistema.
61
3.4 Evolução dos modelos de qualidade de água
Antigamente, o uso da modelagem matemática era limitado devido à dificuldade de
se encontrar soluções analíticas para resolver os sistemas de equações diferenciais
ordinárias. No entanto, nos últimos setenta anos a evolução dos modelos matemáticos de
qualidade de água vem ocorrendo em função de três principais fatores (SILVA, 2006):
Avanços dos métodos numéricos e computacionais;
Surgimento de novos problemas ambientais; e
Incorporação de novos processos físicos, químicos e biológicos.
Segundo Chapra (1997), os avanços na modelagem podem ser divididos em quatro
estágios temporais (Figura 6), sendo que estas fases estão intimamente ligadas às
preocupações da sociedade em relação ao meio ambiente e à evolução das capacidades
computacionais.
62
Figura 6. Fases do desenvolvimento de modelos de qualidade da água
Fonte: Chapra (1997)
Durante o período de 1925 a 1960, a maioria dos modelos era do tipo fechado,
sendo que sua aplicação era limitada à cinética linear, geometrias simples e tributários com
fluxo constante.
Na década de 1960, devido à maior disponibilidade da tecnologia computacional,
houve um avanço nos modelos de qualidade da água e, consequentemente, em sua
63
aplicação. Os modelos desenvolvidos passaram a simular sistemas com geometrias mais
complexas, considerando as reações cinéticas, bem como, a variável tempo. Assim, os
modelos evoluíram para sistemas bidimensionais, como estuários e baias (CHAPRA,
1997).
Na década de 1970, houve um aumento na preocupação com o meio ambiente, com
o surgimento do movimento ecológico. Assim, problemas como eutrofização dos recursos
hídricos, tornaram necessária a criação de modelos que incluíssem em suas simulações os
mecanismos característicos dos processos biológicos (SILVA, 2006; CHAPRA, 1997).
Entre os anos de 1980 a 1995, ocorreu uma rápida expansão dos modelos. Neste
período, os modelos utilizam um maior número de constituintes de qualidade de água,
apresentam módulos hidrodinâmicos capazes de realizar simulações multidimensionais,
consideram os processos de interação entre os sedimentos e a coluna de água e aceitam
contribuições de cargas difusas (THOMANN, 1998 apud SILVA, 2006).
Atualmente, os modelos de qualidade da água relacionam as interações que ocorrem
entre ar (qualidade do ar), água (qualidade da água) e bacia hidrográfica (SILVA, 2006).
As mudanças na qualidade da água dentro do corpo hídrico ocorrem devido ao
transporte físico (advecção e difusão/dispersão) e aos processos físicos, químicos e
biológicos que estão ocorrendo no meio. Os modelos matemáticos de qualidade de água são
governados pela equação do balanço e da conservação da massa, considerando os processos
mencionados.
3.5 Modelos de qualidade da água
Existem diversos modelos para simulação da qualidade da água, sendo que neste
trabalho serão citados apenas os mais utilizados.
3.5.1 CE-QUAL-ICM
O modelo CE-QUAL-ICM pode ser aplicado em uma, duas ou três dimensões e
deve ser ligado a um modelo hidrodinâmico. O modelo inclui processos detalhados de
64
qualidade da água para temperatura, salinidade, balanço de OD/carbono, ciclos de
nitrogênio, fósforo e sílica, e interações de fitoplâncton, zooplâncton, bactérias e
sedimentos (BITTENCOURT, 1997).
3.5.2 CE-QUAL-RIVI
O modelo CE-QUAL-RIVI é um modelo hidrodinâmico unidimensional e de
qualidade da água usado, o qual simula a variação longitudinal de córregos e rios, com
barragens ou outras estruturas. O transporte de poluentes por advecção e dispersão é ligado
à hidrodinâmica. Esse modelo simula as variações de temperatura, DBO, OD, nutrientes,
algas, bactérias e outras variáveis (LEA, 2009).
3.5.3 CE-QUAL-W2
O CE-QUAL-W2 é um modelo bidimensional vertical hidrodinâmico e de
qualidade da água. Este modelo faz a simulação variação longitudinal e as condições de
profundidade para reservatórios, rios e tributários, lagos e estuários. O modelo simula
parâmetros de temperatura, sólidos suspensos inorgânicos, fosfato, amônio, nitrato/nitrito,
DBO, OD, COT, alcalinidade, algas, bactérias, entre outras variáveis (N-STEPS, 2009).
3.5.4 HSPF - Hydrologic Simulation Program - Fortran
Este modelo pode ser usado tanto para simulação de cargas, quanto, para corpos
hídricos receptores, incluindo rios, córregos e lagos e reservatório bem misturados. Pode
ser aplicado para qualquer tamanho de carga, sendo usado predominantemente em áreas
rurais ou áreas com uso misto do solo (urbano/rurais).
O HSPF é um modelo continuo de simulação, conduzido por dados meteorológicos,
tipicamente considerando o passo de tempo de 1 hora. O modelo simula a hidrologia
completa da carga, bem como, o destino e o transporte de uma variedade de poluentes, dos
processos de superfície da terra, run-off e o destino e transporte nos trechos do rio.
65
Simula o destino e transporte de cargas pontuais e difusas para uma variedade de
poluentes. Organizado em módulo de poluentes, ele simula os traços conservativos do rio,
sedimentos, pesticidas, nutrientes e os constituintes gerais da água (N-STEPS, 2009).
3.5.5 SIMOX - Dissolved Oxygen Simulation Model
O Modelo de Simulação de Oxigênio Dissolvido foi aplicado para a bacia do Rio
das Velhas pela YKS Serviços em 1996. O modelo SIMOX inclui OD/DBO, bactéria e
substâncias conservativas, a versão mais recente também inclui decaimento de primeira
ordem de nitrogênio e fósforo para representar sedimentação, absorção e transformação
(BITTENCOURT, 1997).
3.5.6 WASP - Water Analysis Simulation Program
O Programa de Simulação de Análise da Água foi desenvolvido para simular os
processos hidrodinâmicos e de destino e transporte de contaminantes. É baseado em
aproximações e pode ser aplicado em uma, duas ou três dimensões. A simulação do modelo
inclui temperatura, DBO, OD, nutrientes, eutrofização, bactérias e outras variáveis. Os
processos de advecção, dispersão, cargas pontuais e difusas e as trocas limites são
representados pelo modelo (N-STEPS, 2009; BITTENCOURT, 1997).
3.5.7 SWAT 2000 – Soil and water assessment tool 2000
Modelo desenvolvido para prever os impactos das práticas de gerenciamento do
solo em relação à água, sedimentos, agrotóxicos em grandes cargas complexas, com
variação de solos, uso da terra e condições de manejo ao longo de vários períodos. É um
modelo de tempo contínuo, que requer como dados de entrada informações específicas
sobre o tempo, propriedades do solo, topografia, vegetação e práticas de manejo do solo
compreendidas pela carga (N-STEPS, 2009).
66
3.5.8 AQUATOX
Modelo de ecossistema baseado na simulação da transferência de biomassa e de
produtos químicos de um compartimento do ecossistema para outro. Ele faz essa simulação
computando simultaneamente os processos químicos e biológicos ao longo do tempo.
AQUATOX prevê não somente o destino das substâncias químicas nos ambientes
aquáticos, como também os efeitos diretos e indiretos nos organismos residentes do meio.
Com o modelo é possível relacionar os parâmetros de causa-efeito entre a qualidade
química da água, o ambiente físico e a biota aquática (N-STEPS, 2009).
3.5.9 QUAL2E (Q2E)
O modelo Q2E é um modelo unidimensional de estado permanente, o qual faz
simulações de impactos na qualidade da água proveniente de cargas pontuais, incluindo os
ciclos de nitrogênio e fósforo, DBO, OD, algas, coliformes fecais, temperatura e outras
substâncias conservativas e não-conservativas (N-STEPS, 2009).
Este modelo é baseado na solução de equações diferenciais finitas de advecção-
dispersão. Ele é capaz de simular 15 constituintes, com o cálculo de ciclos detalhados de
OD/DBO e nutrientes, suportando entradas de descargas por fontes pontuais e difusas
(ZEILHOFER et al, 2003; RODRIGUES e PORTO, 1999).
De acordo com Zeilhofer et al (2003), o Q2E requer obrigatoriamente quatro
componentes de dados de entrada:
Dados para controle da simulação: abrangência temporal da modelagem, trechos a
serem simulados, etc.;
Representação do sistema do rio: divisão de trechos, características hidráulicas, etc.;
Variáveis globais: parâmetros a serem simulados, características físicas da bacia,
fatores de correção, dados climatológicos etc.; e
Dados funcionais: entradas específicas do usuário, determinando o sistema
modelado (qualidade e quantidade da água de lançamentos, captações etc.).
67
3.5.10 QUAL2K (Q2K)
O modelo para simular a qualidade da água de rios e córregos. É uma versão
moderna do Q2E, pois envolve alguns parâmetros adicionais, como: conversão da
mortandade de algas em DBO, desnitrificação e alteração do OD causada por plantas fixas
(EPA, 2009).
De acordo com Sardinha et al (2008), o modelo se baseia em equações diferenciais
ordinárias para sistemas unidimensionais e de fluxo constante, ou seja, a concentração do
material em estudo é homogênea numa mesma seção transversal.
O modelo exige como dados de entrada (SALVAI e BEZDAN, 2008):
Características geográficas do local: longitude e latitude, fuso horário, declividade e
altitude;
Parâmetros físico-químicos e biológicos do canal;
Características meteorológicas: temperatura, ponto de orvalho, nebulosidade,
sombra e velocidade do vento;
Características hidráulicas do canal: elementos morfológicos (largura e
profundidade), coeficiente de rugosidade de Manning, curva chave-vazão, vazão,
etc.
68
4 MODELO QUAL2K (Q2K)
O modelo QUAL2K (Q2K) é aplicado na simulação da qualidade de água em
córregos e rios. Ele representa uma versão moderna do modelo QUAL2E (Q2E), sendo
similar em alguns aspectos:
Unidimensional: o canal é bem misturado verticalmente e lateralmente, ou seja, a
concentração do material em estudo é homogênea numa mesma seção transversal;
Fluxo constante: fluxo constante não uniforme é simulado;
Balanço diurno de calor ao longo das variações diárias: o balanço e a temperatura do
calor são simulados em função da meteorologia em condições diurnas;
Cinética das reações da qualidade da água diurna: todas as variáveis da qualidade da
água também são simuladas em uma escala de tempo diurna;
Entradas de dados de calor e massa: simulação das cargas pontuais e não pontuais e
dos pontos de saída.
O modelo Q2K se difere quanto ao modelo Q2E, uma vez que inclui os seguintes
elementos:
Modelo com interfaces ambiental: é implementado na versão Microsoft Windows.
Utiliza-se o Excel como sendo a interface gráfica do software. Todas as operações
são programadas em linguagem macro: Visual Basic;
Modelo segmentado: o Q2K permite a segmentação do corpo hídrico em trechos
com elementos de diferentes tamanhos. Em cada elemento podem ser inseridas
múltiplas cargas e abstrações;
69
Especificações da demanda bioquímica de oxigênio (DBO): o modelo usa duas
formas de DBO para representar o carbono orgânico, uma de oxidação lenta (DBO
lenta) e uma oxidação rápida (DBO rápida);
Ambientes anóxicos: engloba situações anóxicas reduzindo as reações de oxidação a
zero em níveis baixos do oxigênio. O processo de desnitrificação é modelado como
uma reação de primeira ordem, o qual se torna efetivo em concentrações de
oxigênio baixas;
Algas de fundo: o modelo simula diretamente o agrupamento de algas de fundo.
Estas têm estequiometria variável de N e de P;
Inibição da luz: é calculada em função das algas, detritos e sólidos inorgânicos;
Potencial hidrogeniônico (pH): é simulado com base nas concentrações de
alcalinidade e carbono inorgânico total. Estes também simulados;
Patógenos: um patógeno genérico é simulado. Sua remoção é determinada em
função da temperatura, luz e sedimentação;
Parâmetros cinéticos específicos de cada trecho: permite especificar vários
parâmetros cinéticos de um trecho especifico.
O rio é representado pelo modelo como uma série de trechos. Estes apresentam
extensões do rio que possuem características hidráulicas constantes, como por exemplo:
inclinação do talude, largura do fundo do rio, profundidade, entre outros. De acordo com o
modelo o rio é dividido em trechos que são numerados em ordem crescente, começando
pelo ponto mais alto do corpo hídrico, ou seja, desde a cabeceira até a foz. A Figura 7
apresenta a divisão de um corpo hídrico, sem tributários, segundo o modelo Q2K.
70
Figura 7. Divisão de um corpo hídrico ausente de tributários segundo o modelo Q2K.
Fonte: Bottino (2008) adaptado de Chapra (2006).
Na Figura 7 pode-se observar que as fontes pontuais e não pontuais, assim como, os
pontos de retirada, podem ser posicionados em qualquer trecho ao longo da extensão do rio.
Para corpos hídricos com tributários, a numeração dos trechos também se inicia na
cabeceira do rio principal, no entanto, quando ocorre a junção do tributário ao rio principal
a numeração prossegue do ponto mais alto deste tributário (cabeceira). Esta distinção tem
importância prática, porque o software gera lotes individuais para o rio principal, assim
como para cada um dos tributários. A Figura 8 mostra a divisão do rio em trechos, quando é
constituído por tributários.
71
Figura 8. Divisão de um corpo hídrico com tributários segundo o modelo Q2K.
Fonte: Bottino (2008) adaptado de Chapra (2006).
A distância de cada trecho pode ser subdividida em uma série de elementos
computacionais (Figura 9). O elemento computacional é a unidade computacional
fundamental do modelo, que consiste em uma subdivisão de igual comprimento em cada
trecho. O comprimento de cada elemento computacional será designado pela relação entre
o comprimento do trecho pelo número de elementos computacionais no mesmo.
72
Figura 9. Subdivisão dos trechos em “n” elementos computacionais de igual comprimento.
Fonte: Bottino (2008) adaptado de Chapra (2006).
4.1 Balanço de vazão
Para cada elemento computacional é feito um balanço de vazão, considerando o
escoamento em regime permanente (Figura 10). A Equação1 apresenta o procedimento para
calculo de vazão da saída i.
i i + 1i 1
Qi 1 Qi
Qin,i Qout,i
Figura 10. Balanço de fluxo do elemento.
Fonte: Chapra (2008)
ioutiinii QQQQ ,,1 (Equação 1)
73
onde: Qi = vazão de saída do elemento i e de entrada do elemento i+1 a jusante (m3.d
-1); Qi-
1 = vazão de saída do elemento i-1 a montante do elemento i (m3.d
-1); Qin,i = vazão de
entrada do elemento i por fontes pontuais e/ou difusas (m3.d
-1); Qout,i = vazão de saída do
elemento i por fontes pontuais e/ou difusas (m3.d
-1);
4.2 Características hidráulicas
Após a determinação do balanço de fluxo de cada elemento, a profundidade e
velocidade do canal podem ser obtidas de três formas: represas, curva-chave (h vs. Q) e
equação de Manning.
Se forem inseridos como dados de entrada a altura e largura da represa, a opção
represa será implementada;
Se a atura e largura da represa forem consideradas zero, e os coeficientes da curva-
chave forem inseridos, então a opção curva-chave é implementada.
Se nenhuma das condições acima for implementada, então o modelo utiliza como
dado de entrada a equação de Manning.
4.3 Tempo de residência
O tempo de residência de cada elemento é calculado pela Equação 2.
k
k
kQ
V (Equação 2)
Onde: τk = tempo de residência do elemento kth
(d); Vk = volume do elemento kth
(m3); Qk =
vazão do elemento kth (m3.s
-1).
74
4.4 Dispersão longitudinal
Duas opções de são utilizadas para determinar a dispersão longitudinal entre dois
elementos. A primeira, refere-se a inserção de dados de entrada na planilha denominada
“Reach”. Caso isso não seja feito, a segunda é o emprego interno de uma fórmula que
calcula a dispersão de acordo com as características hidráulicas do canal (Equação 3).
*
22
, 011.0ii
iiip
UH
BUE (Equação 3)
onde: Ep,i = dispersão longitudinal entre os elementos i e i+1 (m2.s
-1); Ui = velocidade
(m.s-1
); Bi = largura do canal (m); Hi = profundidade do canal (m); U*i = velocidade de
cisalhamento (m.s-1
).
Após o calculo da dispersão longitudinal entre os trechos, a dispersão numérica é
determinada pela Equação 4.
2,
iiin
xUE (Equação 4)
O modelo de dispersão Ei é calculado da seguinte forma:
Se En,i ≤ Ep,i, então Ei será igual a Ep,i – En,i;
Se En,i > Ep,i, então Ei será igual a zero.
4.5 Modelagem da temperatura
O balanço de calor considera a transferência de calor entre os elementos, cargas,
abstrações, atmosfera e sedimentos (Figura 11).
75
Figura 11. Balanço de calor para qualquer elemento.
Fonte: Chapra (2008).
O balanço de calor pode ser descrito pela seguinte Equação 5.
cm 100
m
cm 100
m
cm 10
m
,,
36
3,
1
'
1
'1,
11
ipww
is
ipww
ia
ipww
ih
ii
i
iii
i
ii
i
iout
i
i
ii
i
ii
HC
J
HC
J
VC
W
TTV
ETT
V
ET
V
QT
V
QT
V
Q
dt
dT
(Equação 5)
onde: Ti = temperatura do elemento i (°C); T = tempo (d); E’i = carga do coeficiente de
dispersão entre os elementos i e i+1 (m3.s
-1); Wh,i = fontes de calor pontuais e não pontuais
no elemento i (cal.d-1
); ρw = densidade da água (g.cm-3
); Cpw = calor especifico da água
(cal.g-1
.°C-1
); Jai = fluxo de calor água-ar (cal.cm-2
.d-1
); Jsi = fluxo de calor água-
sedimento(cal.cm-2
.d-1
).
4.6 Constituintes do modelo e balanço de massa geral
A Tabela 6 apresenta as variáveis simuladas pelo Q2K.
76
Tabela 6. Variáveis simuladas pelo Q2K
Fonte: Bottino (2008)
No modelo Q2K é realizado o balanço de massa para cada constituinte do modelo,
exceto para as variáveis relacionadas às algas de fundo. O modelo utiliza como volume de
controle os elementos computacionais, ou seja, para cada elemento computacional a
equação geral de balanço de massa é aplicada (Equação 6).
i
i
iii
i
iii
i
ii
i
iout
i
i
ii
i
ii SV
Wcc
V
Ecc
V
Ec
V
Qc
V
Qc
V
Q
dt
dc 1
'
1
'1,
11 (Equação 6)
onde: Wi = carga externa do elemento i (g.d-1
ou mg.d-1
); Si = fontes externas e/ou
sumidouros de constituintes devido aos mecanismos de transferência de massa e reações
(g.m-3
.d-1
ou mg.m-3
.d-1
).
77
A Figura 12 apresenta o balanço de massa geral dos constituintes simulados.
Figura 12. Balanço de massa
Fonte: Chapra (2008)
A carga externa é calculada pela Equação 7.
npsi
j
jnpsijinps
psi
j
jpsijipsi cQcQW1
,,,
1
,,, (Equação 7)
onde: cps,ij = jth
concentração de entrada no elemento i proveniente de fonte pontual (mg.L-1
ou µg.L-1
); cnps,ij = jth
concentração de entrada no elemento i proveniente de fonte difusa
(mg.L-1
ou µg.L-1
).
A Figura 13 apresenta as reações aplicadas ao modelo.
78
dn
upipo
h
e
d
s
s
s
sodcf
re
se
se se
se
s
s
mi
s
Alk
s
X
hnano
nnn
cf
hcs
oxox
mo
ds
rod
rda
rna
rpa
IN
IPa
p
r
s
u
e
o
cT
ocT
o
cT
o
cT
o
cT
dn
upipo
h
e
d
s
s
s
sodcf
re
se
se se
se
s
s
mi
s
Alk
s
X
hnano
nnn
cf
hcs
oxox
mo
ds
rod
rda
rna
rpa
IN
IPa
p
r
s
u
e
o
cT
ocT ocT
o
cT
o
cT
o
cT
Figura 13. Modelo cinético e processo de transferência de massa.
Os processos cinéticos são: dissolução (ds); hidrolise (h); oxidação (ox); nitrificação (n);
desnitrificação (dn); fotossíntese (p); morte (d) e respiração (n). os processos de
transferência de massa são: reaeração (re), sedimentação (s), demanda de oxigênio pelo
sedimento (SOD), fluxo do sedimento (se), fluxo de carbono inorgânico no sedimento (cf).
os índices subscrito x são conversões estequiométricas para a clorofila a (a) e peso seco (d)
para fitoplancton e algas de fundo, respectivamente. Os quadrados representam as variáveis
de entrada do modelo, os círculos representam os coeficientes estequiométricos, as linhas
cheias representam as reações e as linhas pontilhadas as entradas e abstrações.
4.7 Planilhas do programa
O programa QUAL2K apresenta diversas planilhas, as quais estão organizadas por
cores, a fim de identificar onde devem ser inseridas as informações pelo usuário e quais as
informações geradas pelo programa.
79
Planilhas azuis: designam os valores das variáveis e dos parâmetros que devem ser
fornecidos pelo usuário;
Planilhas amarelas: designam os locais de entrada de dados de parâmetros que estão
sendo simulados, no qual possuem medição de campo ao longo do rio. Esta planilha
é utilizada para realizar a comparação entre os dados medidos em campo ao longo
do rio e os dados simulados pelo programa, auxiliando na calibração do modelo
para o cenário;
Planilhas verdes: designam os valores simulados ao longo do rio gerados quando se
executa o modelo;
Planilhas rosas e violetas: apresentam os resultados obtidos, na forma de gráficos,
quando se executa o modelo.
80
5 SIMULAÇÃO DO RIO ANDRADA
5.1 Área de estudo
A Bacia Hidrográfica Rio Andrada (ou São Salvador) é parte integrante da Sub-
Bacia do Rio Iguaçu localizada na Bacia Hidrográfica do Rio Paraná. Essa bacia situa-se a
oeste/sudoeste do Estado do Paraná, como apresentado na Figura 14.
Figura 14. Localização do Rio Andrada
81
O rio Andrada nasce a noroeste do município de Cascavel e corre
predominantemente para o Sul até a sua foz no rio Iguaçu, com uma extensão de
134,93 Km. O rio possui quatro afluentes diretos: Rio da Paz, Rio do Salto (Rio
Arquemedes), Rio São José e Rio Santa Lúcia.
As Figuras 15 e 16 ilustram o Rio Andrada.
Figura 15. Porção média do Rio Andrada.
Figura 16. Aparência do Rio Andrada próximo a foz.
A bacia possui vazão média de 39,93 m3/s, com área de drenagem de 1.355,74 Km
2
e perímetro de 196,33 Km, sendo sua densidade de drenagem de 0,21 Km/Km2. Segundo a
82
classificação de Strahler (1952) de hierarquia fluvial, o rio Andrada é considerado de 4ª
ordem. De acordo com essa classificação são considerados de 1ª ordem os menores canais
sem tributários que se estendem desde a nascente até a confluência; de 2ª ordem são os
canais originados da confluência de dois canais de 1ª ordem os quais só recebem afluentes
de 1ª ordem; de 3ª ordem são aqueles originados da confluência de dois canais de 2ª ordem,
podendo receber afluentes de 1ª e 2ª ordem; de 4ª ordem são canais originados da
confluência de dois canais de 3ª ordem, podendo receber tributários das ordens inferiores; e
assim sucessivamente.
A Tabela 7 apresenta as áreas de drenagem e extensão dos rios que constituem a
bacia em estudo.
Tabela 7. Área de drenagem dos rios que constituem a área de estudo
Rio Área de drenagem (Km2) Extensão (Km)
São José 136,44 28,85
Do Salto (Arquimedes) 280,54 58,64
Da Paz 232,73 56,91
Santa Lúcia 78,29 29,6
Andrada (São Salvador) 1.355,74 117,66
Fonte: A autora.
A Bacia Hidrográfica São Salvador equivale a 0,68 % do território paranaense, com
uma população de 325.787 habitantes (IBGE, 2007), representando 3,16 % da população do
Estado, e abrange parcialmente os municípios de Cascavel, Santa Tereza do Oeste, Boa
Vista da Aparecida, Capitão Leônidas Marques, Lindoeste e Santa Lúcia.
Conforme o Mapa Geológico do Estado do Paraná (MINEROPAR, 2006) a Bacia
Hidrográfica São Salvador está presente sobre a Formação Serra Geral, unidade topo do
Grupo São Bento. Esta unidade é limitada inferiormente pelos arenitos da Formação
Botucatu e superiormente pela Formação Caiuá, das quais nenhuma ocorre na área de
estudo.
83
A Formação Serra Geral, é formada por rochas vulcânicas que ocorrem numa
seqüência de derrames de basalto com esporádicas intercalações de material sedimentar
(arenitos e siltitos), chamados intertrapeanos. Esse tipo de formação é caracterizado por
basalto amigdaloidal de base, basalto compacto, basalto amigdaloidal, basalto vesicular e
brecha basáltica e/ou sedimentar.
Conforme observado na Figura 17 evidencia-se na região de estudo, a ocorrência de
afloramentos naturais de rochas em algumas localidades.
Figura 17. Geologia predominante da área de estudo
A região de interesse insere-se na Unidade Morfoestrutural Bacia Sedimentar do
Paraná, na Unidade Morfoescultural Terceiro Planalto Paranaense, com sub-unidades
morfoesculturais Planalto de Cascavel e Planalto Baixo Iguaçu.
A Figura 18 apresenta a topografia acidentada da área de estudo, observa-se vales
encaixados em várias extensões do Rio Andrada e de seus afluentes, principalmente nos
Rios do Salto e da Paz.
84
Figura 18. Topografia da área de estudo
O material de origem predominante dos solos na região de estudo é rochas
basálticas da Formação Serra Geral. Essas rochas, geralmente, dão origem a solos com
textura argilosa a muito argilosa, com mais de 40 % de argila.
Os solos que constituem a área de estudo são: Latossolo Vermelho distroférrico,
Nitossolo Vermelho eutrófico e Neossolo. De acordo com o Mapa de Aptidão do Solo do
Instituto de Terras Cartografia e Geociências (ITCG, 2009), o norte do município de
Cascavel e grande parte da área dos municípios de Santa Tereza do Oeste, Capitão
Leônidas Marques e Santa Lúcia apresentam boa aptidão agrícola. Por outro lado, a parte
sul do município de Cascavel e os municípios de Lindoeste e Boa Vista da Aparecida
apresentam grandes áreas inaptas a atividade agrícola devido ao alto grau de erosão.
Segundo o sistema de classificação climática de Köeppen, a área em estudo pertence
às classes Cfa e Cfb.
85
A classe Cfa indica clima subtropical úmido, mesotérmico, com verões quentes,
geadas menos freqüentes, chuvas concentradas nos meses de verão e sem estação seca
definida. As médias térmicas variam entre 17°C e 19°C.
A classe Cfb também indica clima subtropical, mesotérmico, sem estação seca, com
verões suaves e invernos relativamente frios com freqüentes geadas severas. As médias
térmicas variam entre 17°C e 19°C.
De acordo com o Mapa de Climas do ITCG, observa-se que a classe climática Cfa
concentra-se nos municípios de Boa Vista da Aparecida, Capitão Leônidas Marques, Santa
Lúcia e Lindoeste, enquanto que a classe Cfb concentra-se nos municípios de Cascavel e
Santa Tereza do Oeste.
5.2 Dados de entrada do modelo Q2K
5.2.1 Definição dos trechos e elementos
O Rio Andrada possui 117,66 Km de extensão. No entanto, para as simulações foi
considerado apenas o trecho fluvial de 9,24 Km, uma vez que é onde está localizada a
Estação de Qualidade da Água – São Sebastião, bem como, onde o rio já recebeu todas as
cargas de seus principais afluentes.
O trecho fluvial definido foi dividido em três. Estes trechos, por sua vez, foram
divididos em elementos de 500 m. A Tabela 8 apresenta a localização e o numero de
elementos de cada trecho.
86
Tabela 8. Caracterização dos trechos do rio Andrada
Trecho Localização no
rio (Km)
Comprimento
do trecho
(Km)
Número
de
elementos
Coordenadas UTM Altitude
(m) E N
1 9,240 – 5,635 3,61 7 246719,65157 7184608.8384 272
2 5,635 – 2,905 2,73 5 247848,3925 7181416.8750 280
3 2,905 – 0 2,91 6 245256,9228 7181954.6515 269
5.2.2 Dados de qualidade da água
Os dados de qualidade da água do Rio Andrada foram obtidos junto a
Superintendência de Desenvolvimento de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental do
Estado do Paraná (SUDERHSA). Esta é responsável pela Estação São Sebastião, a qual
monitora manualmente os parâmetros de qualidade da água do Rio Andrada, localizada no
município de Capitão Leônidas Marques (PR).
Os parâmetros monitorados pela estação são: temperatura, pH, turbidez,
condutividade, sólidos totais, oxigênio dissolvido (OD), demanda bioquímica de oxigênio
(DBO), demanda química de oxigênio (DQO), nitrogênio total, nitrogênio Kjeldahl,
fósforo total, coliformes totais e fecais.
Os dados obtidos na estação correspondem ao período de 1987 a 2007. Porém, os
mesmos não apresentam continuidade, uma vez que há uma grande variação nos intervalos
de tempo entre as coletas, assim como, quanto ao número de coletas realizadas ao ano,
como pode ser observado no Anexo 2.
Desta forma, para o estudo, foram utilizados apenas os dados do ano de 2000, por
possuir o maior numero de coleta de dados ao ano e, por representar o mais próximo da
situação atual do rio.
Para tanto, foi realizado um preenchimento entre as datas de coleta dos dados, para
posteriormente, utilizar a média do período como dado de entrada no Q2K. Nesse sentido,
87
foi desconsiderada a possibilidade de inserção das concentrações dos parâmetros com
variações horárias, mantendo-os constante durante ao longo das 24 horas.
Obtenção das formas de nitrogênio
O modelo Q2K necessita como dados de entrada as seguintes formas de nitrogênio:
amônio (NH4), nitrato (NO3) e nitrogênio orgânico (Norg).
Contudo, os dados disponibilizados pela Estação São Sebastião apresentam apenas o
nitrogênio total (NT) e o nitrogênio Kjeldahl (NTK).
Nesse contexto, sabe-se que:
O nitrogênio total corresponde à soma de nitrogênio Kjeldahl, nitrato e nitrito:
NT = NTK + NO2 + NO3
O nitrogênio Kjeldahl é a soma de nitrogênio orgânico e de nitrogênio amoniacal:
NTK = Norg + NH3 + NH4
A distribuição do nitrogênio amoniacal varia de acordo com o pH da água,
conforme mostra a Tabela 9.
Tabela 9. Distribuição do nitrogênio amoniacal em função do pH
pH Percentagem de
Amônia (NH3)
Percentagem de
Amônio (NH4)
7,0 1 99
7,5 2 98
8,0 5 95
8,5 15 85
9,0 36 64
9,5 64 36
10 85 15
Fonte: Pádua (2007)
88
Assim, para fins de obtenção das formas de nitrogênio, considera-se que o
nitrogênio orgânico corresponde a 0,05 mg.L-1
, uma vez que a soma das concentrações de
nitrito e nitrato correspondem mais que a metade do nitrogênio total. Isto pode ser resultado
do processo de nitrificação, no qual ocorre basicamente a transformação de nitrogênio
orgânico em nitrogênio amoniacal e, posteriormente, a nitrito e a nitrato.
Para obtenção das concentrações de nitrito e nitrato, considerou-se uma relação de 1
NO2 : 10 NO3. Esta consideração baseou-se nos limites máximos desses parâmetros,
estabelecidos pela Resolução CONAMA nº 357/05. Esta resolução determina como padrão,
para águas enquadradas como classe 2, 1 mg.L-1
de NO2 e 10 mg.L-1
de NO3.
Obtenção das formas de fósforo e sólidos inorgânicos
Para obtenção de fósforo inorgânico e sólidos inorgânicos, considerou-se que os
mesmos correspondem 1/3 do total de fósforo e sólidos presentes na água.
Obtenção da DBOúltima
O modelo Q2K não aceita como dado de entrada a DBO5, sendo, portanto, que todas
as entradas de DBO5 devem ser transformadas em DBOúltima. Para tanto, utiliza-se a
Equação 8.
5.
5
11kúltima
e
DBODBO (Equação 8)
onde: k1 é a taxa de decomposição da DBO5 (d-1
).
89
Obtenção do coeficiente de reaeração do rio
O coeficiente de reação do rio Andrada foi obtido pela equação de O’Connor-
Dobbins (Equação 9).
5,1
5,0
93,3H
Uka
(Equação 9)
onde: ka é o coeficiente de reaeração do rio (d-1
); U é a velocidade do rio (m.s-1
) e H é a
profundidade do rio (m).
5.2.3 Dados de hidrológicos
Assim como os dados de qualidade da água, os dados hidrológicos do rio (vazão,
velocidade, área da seção transversal, profundidade média e largura), também foram
obtidos na Estação São Sebastião de responsabilidade da SUDERHSA (Anexo 3).
Os dados de declividade e largura do fundo do rio foram calculados conforme
equação de Manning (Equação 10), uma vez que o rio foi considerado como um canal
trapezoidal com coeficiente de rugosidade igual a 0,04 (CHOW et al, 1988 apud CHAPRA,
2008).
32
35
21
0
P
A
n
SQ c (Equação 10)
onde Q é a vazão do rio (m3.s
-1), S0 a declividade de fundo do canal (m.m
-1), n o coeficiente
de rugosidade de Manning, AC é a área da seção transversal (m2) e P o perímetro molhado
(m). A área de seção transversal AC é dada pela Equação 11.
90
HHssBA ssC 210 5,0 (Equação 11)
O perímetro molhado P é obtido através da Equação 12.
11 2
2
2
10 ss sHsHBP (Equação 12)
onde B0 é a largura do fundo do canal (m), ss1 e ss2 são as declividades do lado do canal
como mostra a Figura 19 (m.m-1
).
Q, UB0
1 1ss1 ss2
H
S0B1
Figura 19. Canal trapezoidal
Fonte: Chapra (2008)
5.2.4 Dados meteorológicos
Os dados de temperatura do ar também foram obtidos na Estação São Sebastião da
SUDERHSA (Anexo 2). Por outro lado, as medições de velocidade do vento e umidade
relativa do ar foram obtidas na Estação Cascavel-OCEPAR, de responsabilidade do
Instituto Agronômico do Estado do Paraná (IAPAR), conforme apresenta a Tabela 10.
91
Tabela 10. Velocidade média e direção predominante dos ventos e umidade relativa média anual da
área de estudo (1973-1998)
Estações Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez Média
Cascavel
OCEPAR
Vento
Velocidade
(m/s) 3,1 3,1 3,1 3,4 3,5 3,8 4,0 3,9 4,1 3,9 3,8 3,4 3,6
Direção NE NE NE NE NE NE NE NE NE NE NE NE NE
Umidade (%) 77 79 75 74 76 77 73 69 69 69 68 73 73,1
Fonte: www.pr.gov.br/iapar.
Assim como os parâmetros de qualidade da água, foi utilizada média das
temperaturas obtidas no preenchimento de dados para o ano de 2000.
O ponto de orvalho foi obtido pela relação de umidade relativa versus temperatura
do ar (Anexo 4).
5.2.5 Taxas de oxidação e reaeração
As taxas de oxidação e reação utilizadas como dados de entrada no modelo são
provenientes de do manual do próprio modelo, sendo essas apresentadas no Anexo 5.
5.2.6 Luminosidade e calor
Os dados de entrada dos parâmetros de luminosidade e de calor, também foram
retiradas do manual do modelo e, são apresentados na Figura 20.
92
Figura 20. Dados de entrada de luminosidade e calor.
Fonte: Chapra (2008)
5.3 Calibração do modelo
A calibração do modelo foi realizada a partir da comparação entre a simulação dos
valores médios obtidos pelo preenchimento de dados para o ano de 2000 com os dados
reais medidos ao longo do rio e ao longo do tempo.
Para a calibração do modelo foi realizada uma rodada do modelo para um período
de 360 dias a fim de garantir que o sistema entrasse em estado estacionário, uma vez que o
programa considera o rio em regime permanente.
Para os dados de medições reais dos parâmetros ao longo do rio, foram inseridas
concentrações constantes (média de valores do preenchimento de dados para o ano de
2000) para diferentes pontos do rio Andrada, já que se dispõe de medidas em apenas um
ponto do rio (Estação São Sebastião), bem como, uma vez que o mesmo é considerado com
fluxo estacionário.
93
Por outro lado, como medidas reais em relação ao tempo, foram consideradas as
concentrações obtidas nas coletas realizadas no ano de 2000. O número de dias para cada
coleta foram convertidos em horas e, posteriormente, em apenas 1 dia. Obtendo assim,
como se as medições tivessem sido realizadas durante o período de 24 horas.
Assim, os dados de saída da calibração foram utilizados como dados de entrada dos
cenários.
As Figuras 21, 22 e 23 apresentam, respectivamente, a calibração do modelo para os
parâmetros de oxigênio dissolvido (OD), demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e pH.
Observa-se que o modelo está calibrado, uma vez que a simulação destes parâmetros
corresponde as medições realizadas no local.
Figura 21. Calibração – oxigênio dissolvido
94
Figura 22. Calibração – DBO
Figura 23. Calibração - pH
95
5.4 Definição de cenários
Para a área em estudo foram definidos os seguintes cenários:
1) Simulação da qualidade da água do rio Andrada para o ano de 2000;
2) Simulação da qualidade da água do rio Andrada após a adição de cargas pontuais e
difusas ao longo do segmento estudado (três trechos).
5.5 Definição das cargas
5.5.1 Cargas pontuais
Considerando que a área de estudo é baseada na agroindústria, adotou-se como
hipótese a instalação de três abatedouros distribuídos um em cada trecho do rio:
Trecho 1: abatedouro de aves com produção de 150 mil frangos.d-1
;
Trecho 2: abatedouro de bovinos com produção 200 bovinos.d-1
;
Trecho 3: abatedouro de suínos com produção de 1500 suínos.d-1
.
A vazão de efluente foi calculada sendo correspondente a 95% do consumo total de
água da produção, sendo que, considera-se que para o abate de frango, bovino e suíno,
consome-se em média 30 L, 950 L e 230 L por animal, respectivamente.
As concentrações médias de poluentes inseridas como dados de entradas no modelo
Q2K são apresentadas na Tabela .
96
Tabela 11. Concentrações médias de poluentes em efluentes de abatedouros
Cargas Abate de Frango* Abate de Bovino** Abate de Suíno**
DBO5 (mg.L-1
) 1.500 2.000 1.250
Sólidos suspensos (mg.L-1
) 1.200 1.600 700
Nitrogênio total (mg.L-1
) 16 180 150
Fósforo total (mg.L-1
) 5 27 25
pH 6,8 7,2 7,2
* Pereira et al (2007) ; Schoenhals et al (2006).
** Guia Técnico Ambiental de Abate de Bovinos e Suínos – CETESB (2008)
5.5.2 Cargas difusas
Como carga difusa, foi considerado o efluente doméstico gerado pelos municípios
que abrangem os trechos de estudo (Capitão Leônidas Marques, Boa Vista da Aparecida e
Santa Lúcia), uma vez que estes não possuem coleta e nem tratamento dos efluentes.
O número de habitantes para fins de cálculo de vazão, corresponde ao ano de 2000,
considerando que uma pessoa produza em média 150 L.d-1
de efluente doméstico.
Para inserção de dados de entrada das concentrações de poluentes foram
considerados os valores médios estipulados por Von Sperling (1996), conforme mostra a
Tabela 12.
97
Tabela 12. Características do efluente doméstico
Cargas Faixa Von Sperling (1996)
DBO5 (mg.L-1
) 250 – 450
Sólidos suspensos (mg.L-1
) 200 – 450
Nitrogênio total (mg.L-1
) 35 – 70
Nitrato (mg.L-1
) 0 – 2
Fósforo total (mg.L-1
) 5 – 25
pH 6,7 – 7,5
Alcalinidade 110 – 170
Coliformes fecais (NMP.100 mL-1
) 105 – 10
8
Fonte: Von Sperling (1996) apud Alves et al (2007)
5.6 Simulações cenários
Os parâmetros simulados que serão analisados são: temperatura, oxigênio
dissolvido, demanda bioquímica de oxigênio, pH, sólidos suspensos totais, nitrogênio total,
fósforo total.
5.6.1 Cenário 1
A simulação da qualidade da água do Rio Andrada para o ano de 2000 foi realizada
para um período de 30 dias.
Para fins de análise, relacionaram-se os principais parâmetros de qualidade da água
com os padrões exigidos pela Resolução CONAMA nº 357/05, bem como, dados de
literatura para águas naturais.
98
Temperatura
Figura 24. Simulação da temperatura
A temperatura da água ao longo do segmento do rio em estudo manteve-se
praticamente constante, variando de 19,35 ºC a 19,9 ºC.
Os valores de temperatura estão dentro do esperado, uma vez que estes são
resultantes do regime climático da área de estudo (BÁRBARA, 2006). Nesse sentido, para
o período analisado a variação de temperatura do ar estava entre de 16 ºC e 28 ºC.
Além disso, o aumento de temperatura ao longo do segmento é resultado da entrada
de energia solar.
99
Potencial hidrogeniônico (pH)
Figura 25. Simulação do pH
Os valores de pH resultantes da simulação mantiveram-se constantes ao longo de
todo segmento estudado, apresentando pH de 7,6.
Este valor apresenta-se dentro da faixa de variação de 6,0 a 8,5, característica de
água naturais (LIBÂNIO, 2005). Além disso, atende a variação de pH estabelecida pela
Resolução CONAMA nº 357/05 para corpos hídricos de classe 2.
100
Oxigênio Dissolvido (OD)
Figura 26. Simulação do OD
A concentração de OD diminui ao longo do segmento em estudo, variando de 8,8
mg.L-1
para 8,6 mg.L-1
, sendo que a concentração máxima deste parâmetro não ultrapassou
o valor de 8,9 mg.L-1
.
A redução da concentração de OD pode estar diretamente relacionada com a
variação de temperatura. Conforme Bárbara (2006), estes parâmetros são inversamente
proporcionais, ou seja, quanto maior a temperatura menor será a concentração de OD na
água.
Os valores obtidos na simulação estão dentro da faixa de concentração para águas
naturais, a qual é de 8,0 mg.L-1
(LIBÂNIO, 2005). Além disso, segundo a Resolução
CONAMA nº 357/05 os valores estão de acordo com o padrão exigido por essa legislação
para rios de classe 2 (não inferior a 5 mg.L-1
).
101
Demanda bioquímica de oxigênio (DBO)
Figura 27. Simulação da DBO
A DBO apresentou uma redução ao longo do segmento simulado, passando de 2,54
mg.L-1
a 2,4 mg.L-1
. Esta redução pode estar diretamente relacionada com a capacidade de
autodepuração do rio.
Os valores obtidos na simulação estão de acordo com a concentração padrão para
águas naturais, que é em torno de 2,0 mg.L-1
(LIBÂNIO, 2005). Conforme a Resolução
CONAMA nº 357/05 as concentrações mantiveram-se dentro do limite estabelecido para
rios enquadrados como classe 2, que é de 5 mg.L-1
.
102
Sólidos suspensos totais (SST)
Figura 28. Simulação de SST
Os valores de concentração de SST resultantes da simulação do segmento do rio em
estudo, apresentam uma redução na concentração deste parâmetro de montante a jusante,
variando de 15,86 mg.L-1
a 12,77 mg.L-1
.
Conforme Chapra (1997) a concentração de sólidos suspensos em águas naturais
varia entre 1,0 mg.L-1
para águas claras a 100 mg.L-1
para sistemas com alta turbidez.
Diante disto, pode-se dizer que as concentrações simuladas estão dentro da faixa estipulada
para águas naturais.
103
Nitrogênio total
Figura 29. Simulação do NT
A concentração de nitrogênio total não apresentou variação ao longo do segmento
estudado, ficando na faixa de 0,347 mg.L-1
.
A concentração de nitrogênio está abaixo do limite estipulado pela Resolução nº
357/05, de 2,0 mg.L-1
.
104
Nitrogênio amoniacal e nitrato
Figura 30. Simulação do amônio
Figura 31. Simulação amônia
105
Figura 32. Simulação do nitrato
As concentrações de amônio e amônia diminuíram ao longo do segmento simulado.
A concentração de amônio teve uma redução de 0,10 mg.L-1
para 0,068 mg.L-1
, enquanto a
amônia reduziu de 0,0015 mg.L-1
para 0,0012 mg.L-1
. Conforme Gleber (2004) águas
naturais apresentam valores de nitrogênio amoniacal em torno de 1 mg.L-1
, sendo assim, os
valores de amônio e amônia estão de acordo com este padrão.
Por outro lado, a concentração de nitrato (NO3) teve um aumento de 0,196 mg.L-1
para 0,225 mg.L-1
. Segundo a Resolução CONAMA nº 357/05 os valores de concentração
de nitrato obtidos na simulação estão abaixo do limite de 10 mg.L-1
estabelecido por essa
legislação.
O aumento da concentração de nitrato associada à redução da concentração do
nitrogênio amoniacal e indica que o processo de nitrificação aumenta ao longo do rio.
106
Fósforo total (PT)
Figura 33. Simulação do PT
As concentrações de fósforo total resultantes da simulação do segmento do rio em
estudo apresentaram uma redução, de montante a jusante, de 0,0248 mg.L-1
para 0,0184
mg.L-1
.
Valores estabelecidos pela Resolução CONAMA nº 357/05 para este parâmetro em
ambientes lênticos é de 0,03 mg.L-1
. Conforme Gleber (2002), águas naturais apresentam
concentrações de fósforo na faixa de 0,005 mg.L-1
a 0,02 mg.L-1
.
Diante disto, observa-se que a concentração de fósforo no início do segmento está
acima do padrão para águas naturais; no entanto, ao longo do segmento do rio, essa
concentração diminui atingindo valores de 0,018 mg.L-1
.
Avaliação do cenário 1
A partir dos resultados obtidos nas simulações, pode-se dizer que a qualidade da
água para o ano de 2000 encontra-se em bom estado.
Todos os parâmetros estão de acordo com os valores estipulados pela Resolução
CONAMA nº 357/05. Com exceção da concentração de fósforo total no início do segmento
107
estudado, as concentrações estão de acordo com os padrões estabelecidos para águas
naturais.
Verifica-se que as concentrações dos parâmetros indicadores de qualidade da água
melhoram ao longo do segmento do rio, uma vez que para a simulação são desconsideradas
as entradas de cargas pontuais ou difusas. Além disso, o segmento em estudo já recebeu
todas as cargas de seus afluentes.
5.6.2 Cenário 2
Para simulação deste cenário foi considerada a adição de três cargas pontuais,
representadas por abatedouro de frangos, abatedouro de bovinos e abatedouro de suínos,
além da adição de uma carga difusa, caracterizada pelo efluente doméstico gerado nos
municípios que abrangem o segmento do rio em estudo.
A simulação da qualidade da água com a adição de cargas, assim como para o
cenário 1, foi realizada para um período de 30 dias para fins de comparação entre os
cenários.
Para avaliação da qualidade da água final foram comparadas as concentrações dos
parâmetros obtidas nas simulações com os padrões da Resolução CONAMA nº 357/05.
108
Temperatura
Figura 34. Simulação da temperatura
Com a adição de cargas poluentes houve uma redução da temperatura da água em
relação a condição normal do segmento, com uma queda de 0,09 ºC.
Em relação a evolução deste parâmetro ao longo do sedimento, verifica-se que ele
aumenta de 19,35 ºC para 19,81 ºC em direção a foz. Isto pode ser resultado da adição das
cargas pontuais no decorrer do segmento.
109
Potencial hidrogeniônico
Figura 35. Simulação do pH
A adição de cargas poluentes no segmento provocou uma redução no pH da água
em relação a condição normal do rio, sendo essa de 0,15 na foz do segmento.
Ao longo do segmento, observa-se que o pH passa de 7,61 para 7,51. Contudo,
mesmo com a redução deste parâmetro, ele se encontra dentro da faixa estabelecida de 6,0 a
9,0 para rios de classe 2 pela Resolução CONAMA 357/05.
110
Oxigênio dissolvido (OD)
Figura 36. Simulação do OD
Com a adição de cargas poluentes no segmento do rio em estudo, ocorreu uma
redução da concentração de OD ao longo do segmento, passando de 8,8 mg.L-1
para 7,52
mg.L-1
.
Esta queda é resultante do processo de degradação da matéria orgânica carbonácea,
uma vez que microorganismos consomem o OD nos seus processos metabólicos de
utilização e estabilização da mesma.
Apesar da queda de concentração deste parâmetro, ele ainda encontra-se acima do
valor minimo de 5 mg.L-1
determinado pela Resolução CONAMA nº 357/05, bem como,
próximo da média padrão para águas naturais, que é de 8 mg.L-1
(LIBÂNIO, 2005).
Em relação ao estado normal do rio (sem adição de cargas), a redução de OD na foz
do segmento foi de 1,09 mg.L-1
, ou seja, de 12,66 %.
111
Demanda bioquimica de oxigênio (DBO)
Figura 37. Simulação da DBO
A adição de cargas poluentes no segmento do rio estudado provoca uma elevação na
concentração de DBO, com um aumento de 10,86 mg.L-1
em relação a concentração inicial
do rio (sem cargas). Observa-se que esse aumento é gradativo ao longo do segmento,
devido as cargas pontuais.
A concentração deste parâmetro atinge valor de 13,36 mg.L-1
na foz do segmento,
indicando que o mesmo encontra-se fora dos padrões de qualidade para rios enquadadros
como classe 2, segundo a Resolução CONAMA nº 357/05.
Também, verifica-se que este parâmetro é inversamente proporcional a
concentração de OD, pois reflete a concentração de OD necessária para estabilizar, através
de processos bioquímicos, a matéria orgânica carbonácea adicionada ao meio aquático.
112
Nitrogênio total
Figura 38. Simulação do NT
A adição de cargas poluentes no sistema ocasionou um aumento na concentração de
nitrogênio total, variando de 0,347 mg.L-1
para 0,499 mg.L-1
. Porém, mesmo com a adição
de cargas a concentração de nitrogênio está abaixo do limite estipulado pela Resolução
CONAMA nº 357/05, que é de 2,0 mg.L-1
.
Em relação à condição normal do segmento, esse aumento foi de 0,152 mg.L-1
.
113
Nitrogênio Amoniacal
Figura 39. Simulação do amônio
Figura 40. Simulação da amônia
114
As concentrações de amônio e amônia também tiveram um aumento em relação a
concentração inicial do rio.
A concentração de amônio passou de 0,1 mg.L-1
para 0,12 mg.L-1
, enquanto que a
concentração de amônia aumentou inicialmente de 0,0015 mg.L-1
para 0,0016 mg.L-1
,
enquanto na foz do segmento foi reduzida para 0,0014 mg.L-1
.
As concentrações de amônio e amônia na foz do segmento em relação a condição
normal do mesmo, tiveram um aumento de 0,05 mg.L-1
e 0,0003 mg.L-1
, respectivamente.
Observa-se que ao longo do segmento em estudo, a concentração de amônia vai
reduzindo ao passo que ocorre um aumento na concentração de amônio; isto deve-se ao
processo de nitrificação, onde em uma primeira etapa ocorre a transformação de amônia em
amônio.
Nitrato
Figura 41. Simulação do nitrato
A concentração de nitrato aumentou de 0,196 mg.L-1
para 0,25 mg.L-1
ao longo do
segmento em estudo com adição das cargas poluentes. Apesar deste aumento, esta
115
concentração encontra-se dentro do limite definido pela Resolução CONAMA nº 357/05, a
qual é de 10 mg.L-1
.
Em relação a condição normal do segmento, esse parâmetro teve um aumento de
0,025 mg.L-1
na foz.
Assim como o amônio, a concentração de nitrato está relacionada ao processo de
nitrificação, uma vez que na segunda etapa deste processo o amônio é transformado a
nitrito e este a nitrato.
Fósforo total (PT)
Figura 42. Simulação do PT
A adição de cargas no segmento do rio em estudo, provocou um aumento na
concentração de fósforo total. Ao longo do segmento a concentração deste parâmetro
passou de 0,0248 mg.L-1
para 0,0613 mg.L-1
.
Segundo a Resolução CONAMA nº 357/05 para rios de classe 2 de ambientes
lênticos a concentração deste parâmetro é de 0,03 mg.L-1
, ou seja, a concentração de
fósforo total está acima do limite estabelecido por esta legislação.
116
Em relação a condição normal do rio, esse parâmetro teve um aumento de 0,043
mg.L-1
na foz do segmento.
Sólidos suspensos totais (SST)
Figura 43. Simulação de SST
A concentração de sólidos suspensos totais com adição de cargas poluentes teve um
aumento em relação a condição normal do rio, sendo que este acréscimo foi de 1 mg.L-1
na
foz do segmento.
Ao longo do segmento em estudo, a concentração de SST vai diminuindo de
montante a jusante, passando de 15,85 mg.L-1
para 13,77 mg.L-1
.
117
Coliformes fecais
Figura 44. Simulação de coliformes fecais
O aumento da concentração de coliformes fecais no segmento do rio está
relacionada a carga difusa inserida, a qual é caracterizada por efluente doméstico. A
concentração deste parâmetro passa de 100,39 para 1.124,30 coliformes termotolerantes por
100 mililitros de água.
Essa concentração final indica que o segmento está acima dos valores estabelecidos
pela Resolução CONAMA nº 357/05, a qual é de 1.000 coliformes termotolerantes por 100
mililitros de água.
Observa-se que esse aumento em relação a condição normal do rio foi de 1.089,33
coliformes termotolerantes por 100 mililitros de água.
Avaliação do cenário 2
118
A partir dos resultados obtidos nas simulações, pode-se dizer que a qualidade da
água com adição de cargas encontra-se em estado razoável, uma vez que a maioria dos
parâmetros analisados está de acordo com os valores estipulados pela Resolução
CONAMA nº 357/05.
Nesse contexto, as concentrações de fósforo, DBO e coliformes fecais excederam
os limites estabelecidos por esta legislação. A concentração de DBO foi o parâmetro que
mais apresentou discrepância em relação a estes limites.
Verifica-se que, para este cenário, as concentrações dos parâmetros indicadores de
qualidade da água permanecem num ritmo crescente (ou decrescente dependendo
parâmetro) ao longo do segmento do rio; isso ocorre porque nas simulações as cargas de
poluentes (pontuais ou difusas) são constantes, isto é, há entrada de poluente durante todo
tempo de simulação.
119
6 CONCLUSÃO E RECOMENDAÇÕES
Como conclusões obtidas no trabalho temos:
Através das simulações realizadas pelo modelo Q2K foi possível verificar o
comportamento do Rio Andrada, ao longo do tempo e espaço, para diferentes
cenários;
A utilização do modelo Q2K possibilitou avaliar a qualidade da água do Rio
Andrada através da comparação entre os parâmetros simulados e os definidos por
legislação;
O modelo Q2K apresenta-se como um instrumento de auxílio no gerenciamento dos
recursos hídricos, pois indica quais os pontos de maior degradação da qualidade das
águas, onde devem ser realizadas medidas de controle e minimização de impactos;
O modelo Q2K mostrou-se uma ferramenta de extrema importância na elaboração
de estudos ambientais, uma vez que prevê o comportamento atual e futuro do rio
para diferentes cenários.
Como recomendações para trabalhos futuros relacionados ao Q2K, temos:
Realizar monitoramento contínuo da qualidade da água do Rio Andrada (ou outro
local de estudo), em vários pontos de amostragens ao longo da extensão do rio;
Levantar e caracterizar as fontes de poluição presentes na área da bacia hidrográfica,
de forma a obter um conjunto de informações mais completo para subsidiar modelos
de qualidade de água;
120
Realizar estudos que associem o uso do modelo Q2K com modelos de qualidade da
água para reservatórios, a fim de prever o comportamento do rio quando
implementada uma PCH.
121
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128
ANEXOS
129
ANEXO 1
BACIA DO RIO IGUAÇU
PORTARIA SUREHMA Nº020/92 DE 12 DE MAIO DE 1992
O Superintendente da SUREHMA – Superintendência dos Recursos Hídricos e Meio
Ambiente, no uso de suas atribuições, que lhe conferem os incisos I, IX e X do Art. 6º do
Regulamento aprovado pelo Decreto Estadual nº6589 de 22 de fevereiro de 1990;
considerando os incisos III, XI e XX do Art. 6º do Regulamento aprovado pelo Decreto
Estadual nº857 de 18 de julho de 1979, acrescentado pelo Decreto Estadual nº4141 de 11
de novembro de 1988 e considerando o Art. 20, alínea “c” da Resolução nº20 de 18 de
julho de 1986, do Conselho Nacional do Meio Ambiente – CONAMA.
RESOLVE:
Enquadrar os cursos d’água da BACIA DO RIO IGUAÇU, de domínio do Estado do
Paraná, conforme abaixo especificado:
Art. 1º - Todos os cursos d’água da Bacia do Rio Iguaçú, de domínio do Estado do Paraná,
pertencem à classe “2”.
Art. 2º - Constitui exceção ao enquadramento constante no Art. 1º.
I – Os cursos d’água dentro dos limites da Área de Tombamento da Serra do Mar e da Área
de Especial Interesse Turístico Marumbi, que pertencem à classe especial.
II – Rio Capitanduva, formador do rio Iraí e seus afluentes, que pertence à classe especial.
III – Rio dos Papagaios e seus afluentes, contribuinte da margem direita do Rio Iguaçú,
Município de Balsa Nova, desde suas nascentes até o Recanto dos Papagaios, junto à BR
376, que pertence à classe especial.
130
IV – Os cursos d’água situados no Parque Nacional do Iguaçú, bem como seus formadores
fora dos limites do Parque, desde o Rio Gonçalves Dias e seus afluentes, situados nos
Municípios de Céu Azul, Cascavel e Capitão Leônidas Marques, até o Rio São João e seus
afluentes, situados nos Municípios de Foz do Iguaçú e Santa Terezinha do Itaipú, que
pertencem à classe “1”.
V – Os cursos d’água utilizados para abastecimento público e seus afluentes, desde suas
nascentes até a seção de captação para abastecimento público, quando a área desta bacia de
captação for menor ou igual a 50 (cinquenta) quilômetros quadrados, tais como os abaixo
relacionados, que pertencem à classe “1”.
· Rio Ampere, manancial de abastecimento público do município de Ampere.
· Arroio Diamante, manancial de abastecimento público do município de Balsa Nova.
· Rio Herval, manancial de abastecimento público do município de Bituruna.
· Rio Jacutinga, manancial de abastecimento público do município de Boa Vista da
Aparecida.
· Rio Itaqui, manancial de abastecimento público do município de Campo Largo.
· Córrego Matadouro, manancial de abastecimento público da localidade de Alto Alegre do
Iguaçú, município de Capitão Leônidas Marques.
· Rio Peroba e Rio Saltinho, manancial de abastecimento público do município de Cascavel.
· Rio das Flores, manancial de abastecimento público da localidade de Juvinópolis,
município de Cascavel.
· Rio Passo Liso, manancial de abastecimento público do município de Chopinzinho.
· Rio da Paz, manancial de abastecimento público da localidade de Saudades, município de
Chopinzinho.
· Arroio do Brinco, manancial de abastecimento público do município de Coronel Vivida.
· Rio Jirau Alto, manancial de abastecimento público do município de Dois Vizinhos.
· Arroio Divisor, manancial de abastecimento público da localidade de Cruzeiro do Iguaçú,
município de Dois Vizinhos.
131
· Rio Jaracatia, manancial de abastecimento público do município de Enéas Marques.
· Rio Avestruz, manancial de abastecimento público do município de General Carneiro.
· Córrego da Serra, manancial de abastecimento público da localidade de Jangada do Sul,
município de general Carneiro.
· Rio Calixto, Stingem e Piripau, mananciais de abastecimento público do município da
Lapa.
· Arroio dos Bragas, manancial de abastecimento público da localidade de Mariental,
município da Lapa.
· Rio Leão, manancial de abastecimento público do município de Laranjeiras do Sul.
· Ribeirão Curral das Éguas, manancial de abastecimento público do município de
Mandirituba.
· Rio Areia Branca, manancial de abastecimento público da localidade de Areia Branca
dos Assis, município de Mandirituba.
· Rio Passinho, manancial de abastecimento público da localidade de Rio Claro do Sul,
município de Mallet.
· Córrego sem nome, manancial de abastecimento público da localidade de Dorizon,
município de Mallet.
· Rio Vila Nova, manancial de abastecimento público do município de Mangueirinha.
· Rio Santa Cruz, manancial de abastecimento público do município de Nova Prata do
Iguaçú.
· Rio Santana, manancial de abastecimento público do município de Paulo Frontin.
· Arroio Invernada, manancial de abastecimento público da localidade de Bom Retiro,
município de Pinhão.
· Rio Barreiro, manancial de abastecimento público do município de Rebouças.
· Rio Cascalhal, manancial de abastecimento público do município de Renascença.
132
· Rio Faxinal, manancial de abastecimento público do município de Rio Azul.
· Rio das Antas, manancial de abastecimento público do município de Santa Izabel do
Oeste.
· Rio das Antas, manancial de abastecimento público do município de Santo Antônio do
Sudoeste.
· Rio Faxinal, manancial de abastecimento público do município de São Jorge do Oeste.
· Arroio Rodeio, manancial de abastecimento público da localidade de Tabatinga,
município de Tijucas do Sul.
· Arroio Trigolândia ou Córrego Itaguaçú, manancial de abastecimento público do
município de Três Barras do Paraná.
· Rio Tigre, manancial de abastecimento público do município de Verê.
VI – Rio Belém, contribuinte da margem direita do Rio Iguaçú, e seus afluentes, à jusante
do Bosque João Paulo II, município de Curitiba, que pertence à classe “3”.
VII – Rio Barigui, contribuinte da margem direita do rio Iguaçú, à jusante do Parque
Barigui, município de Curitiba, que pertence à classe “3”.
Rio Cambuí, contribuinte da margem direita do Rio Iguaçú, à jusante da BR 277 sentido
Campo Largo – Curitiba, município de Campo Largo, que pertence à classe “3”.
Art. 3º - Esta Portaria entrará em vigor na data de sua publicação, revogadas as disposições
em contrário
133
ANEXO 2
Dados de qualidade da água do rio Andrada - Estação São Sebastião
134
ANEXO 3
Dados hidrológicos do rio Andrada - Estação São Sebastião
135
136
137
138
ANEXO 4
Tabela Ponto de Orvalho
139
ANEXO 5
Taxas de oxidação e reaeração
140
141
142
