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ELIANA BEATRIZ NUNES RONDON LIMA
MODELAÇÃO INTEGRADA PARA GESTÃO
DA QUALIDADE DA ÁGUA NA BACIA
DO RIO CUIABÁ
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
NOVEMBRO DE 2001
ii
MODELAGEM INTEGRADA PARA GESTÃO DA
QUALIDADE DA ÁGUA NA BACIA DO RIO CUIABÁ
ELIANA BEATRIZ NUNES RONDON LIMA
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENAÇÃO DOS
PROGRAMAS DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS
NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR EM CIÊNCIAS
EM ENGENHARIA CIVIL.
Aprovada por:
________________________________________________
Prof. Rui Carlos Vieira da Silva, Dr.
________________________________________________
Prof. Flávio César Borba Mascarenhas, D.Sc.
________________________________________________
Prof. Paulo Canedo Magalhães, Ph.D.
________________________________________________
Prof. Alessandra Magrini, D.Sc
________________________________________________
Prof. Geraldo Lippel Sant’Anna Jr., D.Sc
________________________________________________
Prof. Peter Zeilhofer, Dr. Rer. Silv.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
NOVEMBRO DE 2001
iii
LIMA, ELIANA BEATRIZ NUNES
RONDON
Modelagem Integrada para Gestão da
Qualidade da Água na Bacia do Rio Cuiabá
[Rio de Janeiro] 2001.
xxii, 184 p. 29,7 cm (COPPE/UFRJ, D.Sc.,
Engenharia Civil, 2001)
Tese - Universidade Federal do Rio de
Janeiro, COPPE
1. Modelagem Integrada; 2- Qualidade da
Água; 3- Fonte Pontual; 4- Ferramentas
Analíticas: Estatística Multivariadas, Séries
Temporais, Modelo QUAL2E.
I. COPPE/UFRJ II. Título (série)
iv
Aos meus pais.
v
AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus que, durante todo o período de realização dessa tese, não deixou
que meus ânimos e as minhas esperanças se abalassem pelas dificuldades e perdas
sofridas. Pelo contrário, tudo fez para que o sofrimento se transformasse em tempo de
profundo crescimento e amadurecimento pessoal.
Agradeço, ainda:
Aos meus pais, pelo carinho e confiança que sempre me dedicaram, motivando-me
nas decisões tomadas em minha vida profissional e acadêmica;
A minha irmã que foi incansável no apoio em substituição a minha presença junto
aos meus filhos;
Ao João, meu esposo, e a meus filhos Flavinha e João Lucas pelo amor, carinho e
dedicação com que me acompanharam nessa longa jornada de trabalho;
A D. Olga e Sr Armando pelo estímulo e apoio durante essa etapa de minha vida;
Aos meus colegas do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, que me
concederam o tempo e as condições para que pudesse dedicar-me ao doutorado;
Aos técnicos dos laboratórios, funcionários, estagiários e a todos que se uniram na
realização desse projeto;
Ao Chico, que nos conduziu rio abaixo e rio acima durante as campanhas de campo;
Aos bolsistas de iniciação científica, Marizete, Alaíde, Felipe e Luis que fa zem parte
da equipe do projeto do Sistema Integrado da Bacia do rio Cuiabá.;
Ao Prof. Peter Zeilhofer e Prof. Ricardo Grau Abalo, pelas valorosas contribuições
durante todo esse período e ao Prof. João Batista Lima, por compartilhar todas as
dificuldades na operacionalização deste projeto;
Aos meus orientadores, Prof. Rui Carlos Vieira da Silva e Flávio César Borba
Mascarenhas, pela confiança em mim depositada e pelo suporte acadêmico durante todo
esse período;
A Terezinha, pela forma carinhosa com que realizou a revisão deste texto, deixando-
o inteligível e a Leiliane e Michely pela amizade e dedicação na formatação desta tese;
À Fundação de Apoio a Pesquisa Estado de Mato Grosso que deu aporte financeiro
para a implementação deste projeto.
vi
Resumo da tese apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos
necessários para a obtenção do grau de Doutor em Ciências (D.Sc.)
MODELAGEM INTEGRADA PARA GESTÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA NA
BACIA DO RIO CUIABÁ
Eliana Beatriz Nunes Rondon Lima
Novembro/2001
Orientadores: Rui Carlos Vieira da Silva,
Flávio César Borba Mascarenhas
Programa: Engenharia Civil
Este estudo centrou-se no conhecimento da dinâmica da poluição nas águas da
bacia do rio Cuiabá, decorrente do processo de urbanização registrado ao longo das
últimas décadas. A área de estudo compreendeu um trecho de 26 km da bacia do Alto
Paraguai, denominada Baixada Cuiabana, onde encontram-se as cidades de Cuiabá e
Várzea Grande. A metodologia do trabalho consistiu na realização de coletas de campo,
em pontos distribuídos ao longo desse percurso, para determinação de variáveis físico-
químicas, bacteriológicas e hidrológicas, na utilização de informações de diversas fontes
disponíveis sobre o rio Cuiabá e seus afluentes, nesse mesmo trecho, bem como de
dados espaciais referentes ao uso e ocupação do solo da bacia. Ferramentas analíticas
como técnicas multivariadas, séries temporais, regressão, correlação e sensoriamento
remoto foram aplicadas a essa base múltipla de dados, com o objetivo de medir e avaliar
a extensão temporal e espacial dessa poluição, identificar as forças dominantes de
mudança e, ainda, prever cenários futuros. Destaca-se a capacidade de reaeração do rio,
porém observa -se que essa capacidade vem diminuindo ao longo do tempo e as
previsões levam a valores inferiores aos de um rio de Classe II. As concentrações de
cargas orgânicas, nutrientes e de coliformes vêm sofrendo incrementos decorrentes dos
esgotos domésticos. Medidas estruturais de contenção dessas cargas devem ser tomadas,
como ampliação da cobertura de esgoto tratado com unidades que permitam a remoção
de coliformes e nutrientes a níveis que atendam a Resolução CONAMA 20. As cargas
difusas merecem atenção especial, no que se refere a sua identificação e mudanças de
práticas de uso da água e manejo do solo. As ferramentas analíticas utilizadas
mostraram-se eficientes para detectar as mudanças espaciais e temporais ocorridas na
bacia e identificar os grupos das sub-bacias com características similares.
vii
Abstract of thesis presente d to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the requirements
for the degree of Doctor of Science (D.Sc.)
INTEGRATED MODEL FOR THE WATER QUALITY MANAGEMENT.OF
CUIABÁ RIVER BASIN
Eliana Beatriz Nunes Rondon Lima
November /2001
Advisors: Rui Carlos Vieira da Silva
Flávio César Borba Mascarenhas
Department: Civil Engineering
This study focus on the evaluation of temporal pollution dynamics in the Cuiabá
River basin, caused by urbanization processes occurring in the last decades. The study
area covers a 26 km reach of the Cuiabá river, passing the cities of Cuiabá and Várzea
Grande, suited in the “Cuiabá Lowland” of the Upper Paraguai watershed. Applied
methodology involved two years lasting field campains, in several points of the river
reach for determination of physical, chemical, biological and hydrological variables.
There were also considered measurements about the Cuiabá river and its main affluents
realized by other sources. Digital satellite imagery was used for classification of actual
land use. Dealing with a multiple database, several statistical techniques such as
correlation, regression and time series analysis were applied, in order to evaluate spatial
and temporal patterns of pollution dynamics and to identify the driving forces of water
quality problems in the watershed. Water quality modeling with QUAL2E was done to
predict future scenarios of land use. The analysis of temporal evolution of water quality
showed an intact reaeration capacity of the Cuiabá river due its physical characteristic.
Nevertheless, water quality has decreased along the observed time period and
simulations are predicting values lower than allowed by the CONAMA resolution for
rivers qualified as class II. Concentrations of organic, fecal coliforms and nutrients
loads show a significant increase in time, predominantly caused by loads of domestic
wastewater. To control and reduce impacts of domestic and industrial point sources,
investments in infrastructure of wastewater treatment are highly necessary. Diffuse
pollution seems to have a strong impact on water quality of the studied Cuiabá river
reach, making necessary to improve the diagnostic and control of these loads. Applied
analytical tools showed efficiency in the detection of temporal and spatial changes of
water quality patterns in the river basin, and also the clustering of sub-watershed.
viii
ÍNDICE DO TEXTO
1. INTRODUÇÃO............................................................................................... 1
2. ÁREA DE ESTUDO ....................................................................................... 7
2.1. Aspectos Gerais ...........................................................................................7
2.1.1. Aspectos Demográficos ........................................................................9
2.2. Aspectos Geológicos, Geomorfológicos e Vegetação..............................12
2.3. Aspectos Hidrológicos ..............................................................................13
2.4. Usos Múltiplos da Água na Bacia .............................................................15
2.4.1. Abastecimento de Água .....................................................................15
2.4.2. Irrigação .............................................................................................16
2.4.3. Geração de Energia ............................................................................17
2.4.4. Diluição de Despejo ...........................................................................21
2.4.5. Diluição de Esgotos Industriais ..........................................................26
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .................................................................... 28
3.1. Água: Componente Institucional...............................................................29
3.2. Água: Qualidade e Deterioração...............................................................30
3.2.1. Poluentes da Água e suas Fontes........................................................32
3.2.2. Variáveis da Qualidade da Água e Padrões Ambientais....................34
3.3. Água: Componente Integrado de Gerenciamento .....................................40
3.3.1. Análises Estatísticas ...........................................................................41
3.3.2. Sensoriamento Remoto ......................................................................44
3.3.3. Modelo Matemático Qual 2E .............................................................47
ix
3.4. Antecedentes da Qualidade da Água na Bacia do Rio Cuiabá ..................54
4. MATERIAIS E MÉTODOS ........................................................................ 59
4.1. Fundamentação Teórica ............................................................................59
4.1. Banco de Dados .........................................................................................61
4.1.1. Campanhas de Campo........................................................................62
4.1.2. Variáveis Analisadas ..........................................................................64
4.2. Tratamento dos Dados...............................................................................65
4.2.1. Análises das Variações entre Fontes ..................................................66
4.2.2. Estatísticas Descritivas.......................................................................66
4.2.3. Teste de Hipóteses ..............................................................................67
4.2.4. Análise das Séries Temporais ............................................................68
4.2.5. Análises das Inter-relações das Categorias de Ocupação e das
Variáveis Físico - Químicas e Bacteriológicas ........................................................69
4.3. Geoprocessamento ....................................................................................72
4.3.1. Imagem e Softwares utilizados ...........................................................72
4.3.2. Processamento da Imagem.................................................................72
4.4. Operações no SIG......................................................................................74
4.5. Modelo de Qualidade da Água – QUAL-2E.............................................74
4.5.1. Formulação do Modelo QUAL2E......................................................75
4.5.2. Calibração do Modelo ........................................................................75
4.5.3. Coefic ientes de Qualidade da Água ...................................................76
4.5.4. Cargas Domésticas e Vazões Efluentes .............................................76
x
4.5.5. Discretização do Trecho do Rio .........................................................76
5. RESULTADOS............................................................................................. 82
5.1. Comparação Entre as Fontes.....................................................................82
5.2. Estatísticas Exploratórias ..........................................................................83
5.2.1. Temperatura do Ar .............................................................................91
5.2.2. Temperatura da Água .........................................................................91
5.2.3. pH.......................................................................................................92
5.2.4. Cor Aparente ......................................................................................92
5.2.5. Oxigênio Dissolvido - OD..................................................................92
5.2.6. Demanda Química de Oxigênio - DQO .............................................93
5.2.7. Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO ........................................93
5.2.8. Alcalinidade .......................................................................................93
5.2.9. Turbidez .............................................................................................94
5.2.10. Condutividade ..................................................................................94
5.2.11. Sólidos Suspensos Totais .................................................................94
5.2.12. Sólidos Suspensos Fixos ..................................................................95
5.2.13. Sólidos Suspensos Voláteis ..............................................................95
5.2.14. Sólidos Totais...................................................................................95
5.2.15. Sólidos Totais Fixos .........................................................................96
5.2.16. Sólidos Totais Voláteis.....................................................................96
5.2.17. Sólidos Dissolvidos Totais...............................................................96
5.2.18. Sólidos Dissolvidos Fixos ................................................................96
xi
5.2.19. Sólidos Dissolvidos Voláteis............................................................97
5.2.20. Nitrogênio Total...............................................................................97
5.2.21. Nitrogênio Amoniacal......................................................................99
5.2.22. Nitrogênio Nitrato..........................................................................100
5.2.23. Nitrogênio Nitrito...........................................................................100
5.2.24. Fósforo Total..................................................................................100
5.2.25. Transparência .................................................................................101
5.2.26. Nitrogênio Total Kjeldhal..............................................................101
5.2.27. Coliformes Totais...........................................................................101
5.2.28. Coliformes Fecais...........................................................................102
5.3. Séries Temporais.....................................................................................103
5.3.1. Temperatura da Água .......................................................................104
5.3.2. Turbidez ...........................................................................................105
5.3.3. Cor Aparente ....................................................................................107
5.3.4. pH.....................................................................................................109
5.3.5. Alcalinidade .....................................................................................110
5.3.6. Condutividade ..................................................................................112
5.2.7. Oxigênio Dissolvido.........................................................................114
5.2.8. DQO – Demanda Química do Oxigênio ..........................................116
5.2.9. DBO – Demanda Bioquímica do Oxigênio ......................................117
5.2.10. Sólidos Suspensos Totais ...............................................................119
5.2.11. NTK................................................................................................120
xii
5.2.12. Coliformes Totais ...........................................................................122
5.2.13. Coliformes Fecais...........................................................................124
5.2.14. Fósforo Total..................................................................................126
5.3. Resultados da Classificação da Imagem .................................................127
5.3. Análises da Inter-relação das Categorias de Ocupação das Sub-Bacias e
das Variáveis Físico-Químicas e Bacteriológicas ......................................................133
5.3.1. Análise de Correlação ......................................................................134
5.3.2. Análise de Regressão .......................................................................134
5.3.3. Análises de Componentes Principais - ACP ....................................135
5.3.3. Análise de Cluster ............................................................................137
5.4. Modelo QUAL2E....................................................................................142
5.6. Verificação e Validação das Hipóteses e dos Valores de Predição.........147
6. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS .......................................................... 150
6.1. Evolução Espacial e Temporal da Qualidade da Água da Bacia ............150
6.1.1. Aspectos Ecológicos ........................................................................151
6.1.2 Saúde Pública ....................................................................................155
6.2. Determinação das Forças Dominantes na Alteração da Qualidade da Água
da Bacia......................................................................................................................156
6.2.1. Efeitos dos Fatores Climatológicos e Geológicos ............................156
6.2.2 Efeitos Combinados das Descargas Orgânicas e Sazonalidade ........157
6.2.3. Efeitos do Uso e Ocupação das Sub-bacias .....................................157
6.3. Cenários Múltiplos Prognosticados para a Qualidade da Água da Bacia
....................................................................................................................................158
xiii
6.4.1. Banco de Dados ................................................................................160
6.4.2. Modelos Combinados .......................................................................161
7. CONCLUSÕES........................................................................................... 165
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...................................................... 169
xiv
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1 - Caracterização da Bacia do Alto Paraguai........................................................8
Figura 2- Caracterização dos Trechos da Bacia do Rio Cuiabá. .......................................9
Figura 3 - Evolução Populacional das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato
Grosso - 1872-2000. ................................................................................................12
Figura 4 – Variação da Vazão Média na Estação do Porto (Rc8) em Cuiabá – Mato
Grosso - 1948-2000. ................................................................................................14
Figura 5 - Percentual da População Abastecida e Esgotada na Cidade de Cuiabá - Mato
Grosso - 1990 - 2000. ..............................................................................................22
Figura 6 - Localização dos Sistemas Existentes e a Serem Implementados nas Sub -
Bacias do Perímetro Urbano da Cidade de Cuiabá – Mato Grosso. ........................23
Figura 7 - Mapa de Localização das Sub - Bacias Urbanas do Rio Cuiabá, Cuiabá –
Mato Grosso com Identificação das Principais ETE’s. ...........................................25
Figura 8 - Fontes de Poluição Pontual e Difusa em Bacias Urbanas. ..............................33
Figura 9 – Fluxograma das Etapas Metodológicas Adotadas nas Análises.....................60
Figura 10 – Formulário do Banco de Dados do SIBAC para Visualização da Consulta
do Banco de Dados. .................................................................................................62
Figura 11 - Distribuição Espacial dos Pontos no Rio Cuiabá – Mato Grosso e Principais
Tributários do Perímetro Urbano – Mato Grosso - 2000. .......................................63
Figura 12 - Seqüência das Análises Estatísticas Realizadas (Teste de Hipóteses)..........67
Figura 13 - Seqüência da Análise das Séries Temporais. ................................................68
Figura 14 - Seqüência das Análises da Ocupação do Solo x Qualidade da Água. ..........69
Figura 15 - Diagrama Unifilar Demonstrando as Contribuições Pontuais dos
Lançamentos Domésticos e Industriais. ..................................................................79
xv
Figura 16 a-l - Gráficos Box - Plot das Variáveis Físico - Químicas nos Pontos Rc5 e
Rc12 Localizados a montante e a jusante do Perímetro Urbano da Cidade de
Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso - 1987-2000 .............................................86
Figura 17 a-l - Gráficos Box - Plot das Variáveis Físico-Químicas dos Pontos Rc5 e
Rc12 Localizados a montante e a jusante do Perímetro Urbano das Cidades de
Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987-2000. ...........................................98
Figura 18 a-d -Gráficos Box - Plot das Variáveis Físico-Químicas e dos Pontos Rc5 e
Rc12 Localizados a montante e a jusante do Perí metro Urbano das Cidades de
Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ............................................99
Figura 19 a-b – Variação Temporal da Temperatura da Água por Período nos Pontos
Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987 –2000. ..................104
Figura 20 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Temperatura da Água por
Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987-
2000. ......................................................................................................................105
Figura 21 a-b - Variação Temporal da Turbidez por Período nos Pontos Rc5 e Rc12,
Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ..........................................106
Figura 22 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Turbidez por Período nos
Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ........107
Figura 23 a-b - Variação Temporal da Cor por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá
e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-2000. .......................................................108
Figura 24 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Cor por Período nos Pontos
Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-2000. .....................108
Figura 25 a-b - Variação Temporal do pH por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e
Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. .........................................................109
Figura 26 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado do pH por Período nos Pontos
Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-2000. .....................110
xvi
Figura 27 a-b - Variação Temporal da Alcalinidade por Período nos Pontos Rc5 e
Rc12, Cuiabá e Várzea – Mato Grosso - 1987-2000. ............................................111
Figura 28 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Alcalinidade por Período
nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ...112
Figura 29 a-b - Variação Temporal da Condutividade por Período nos Pontos Rc5 e
Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ...............................113
Figura 30 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Condutividade por Período
nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ..114
Figura 31 a-b - Variação Temporal do OD por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá
e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ......................................................115
Figura 32 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado do OD por Período nos Pontos
Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-2000. .....................115
Figura 33 a-b- Variação Temporal da DQO por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá
e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ......................................................116
Figura 34 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da DQO por Período nos
Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ........117
Figura 35 a-b - Variação Temporal da DBO por Período nos Pontos Rc5 e Rc12,
Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ..........................................118
Figura 36 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da DBO por Período nos
Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ........118
Figura 37 a-b - Variação Temporal dos Sólidos Suspensos por Período nos Pontos Rc5 e
Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ...............................119
Figura 38 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado dos Sólidos Suspensos por
Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-
2000. ......................................................................................................................120
Figura 39 a-b - Variação Temporal do NTK por Período nos Pontos Rc5 e Rc12,
Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ..........................................121
xvii
Figura 40 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado do NTK por Período nos
Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ........121
Figura 41 a-b - Variação Temporal dos Coliformes Totais por Período nos Pontos Rc5 e
Rc12, Cuiabá e Várzea Grande - MT - 1987-2000. ...............................................122
Figura 42 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado dos Coliformes Totais por
Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-
2000. ......................................................................................................................123
Figura 43 a-b - Variação Temporal dos Coliformes Fecais por Período nos Pontos Rc5 e
Rc12, Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso - 1987-2000. .................................124
Figura 44 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado dos Coliformes Fecais por
Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-
2000. ......................................................................................................................125
Figura 45 a-b - Variação Temporal do Fósforo Total por Período nos Pontos Rc5 e
Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000. ...............................126
Figura 46 - Classificação da Imagem Landsat-5 TM, utilizando o Algoritmo de Máxima
Verossimilhança para a Bacia do Rio Cuiabá, Perímetro Urbano – Mato Grosso -
Abril 1999. .............................................................................................................128
Figura 47 -Classificação da Ima gem Landsat-5 TM, utilizando o Algoritmo de Distância
Mínima para a Bacia do Rio Cuiabá, Perímetro Urbano – Mato Grosso - Abril
1999. ......................................................................................................................128
Figura 48 - Percentuais das Categorias por Sub-Bacia da Cidade de Cuiabá e Várzea
Grande - Mato Grosso –1999. ...............................................................................132
Figura 49 – Percentual Médio por Classe de Ocupação e o NDVI Obtido nos
Municípios de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1999. ............................133
Figura 50 - Distribuição das Sub-Bacias nos Eixos das Componentes 1 e 2. ...............137
Figura 51 - Diagrama de Similaridade entre as Sub-Bacias do Perímetro Urbano do Rio
Cuiabá - Mato Grosso. ...........................................................................................138
xviii
Figura 52 - Classes de Ocupação Correspondente à Bacia do Rio Cuiabá - Perímetro
Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso. ........................141
Figura 53 – Calibração do Modelo QUAL2E dos Constituintes OD, DBO e Coliformes
Fecais para o Trecho do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá – Cuiabá – Mato Grosso
- 2000. ....................................................................................................................145
Figura 54 - Cenários dos Constituintes OD, DBO e Coliforme Fecais nos Anos de 2005
e 2010 para o Trecho do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá – Cuiabá – Mato
Grosso. ...................................................................................................................147
Figura 55 - Intervalo de Predição das Variáveis OD, DBO e Coliformes Fecais do Rio
Cuiabá para os Anos de 2001 e 2002. ....................................................................148
xix
ÍNDICE DE TABELAS
Tabela 1- Evolução Populacional do Aglomerado Cuiabá e Várzea Grande – Mato
Grosso - 1872- 2000. ...............................................................................................10
Tabela 2 - Coeficientes Hidráulicos para o Trecho do Rio Cuiabá – Mato Grosso. .......75
Tabela 3 - Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Fecais, para as Sub - Bacias
do Rio Cuiabá,-Mato Grosso - Ano de 2000. ..........................................................78
Tabela 4 – Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Fecais para as Sub - Bacias
do Rio Cuiabá,-Mato Grosso - Ano de 2005. ..........................................................80
Tabela 5 – Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Fecais para as Sub - Bacias
do Rio Cuiabá,-Mato Grosso - Ano de 2010. ..........................................................80
Tabela 6 - Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Considerando Tratamento
Secundários para as Sub – Bacias do Rio Cuiabá,-Mato Grosso -Anos 2000, 2005 e
2010. ........................................................................................................................81
Tabela 7 - Resultados do Teste de Friedman e Wilconson para as Variáveis Físico –
Químicas e Bacteriológicas nos Pontos Rc5 e Rc12 Rio Cuiabá, Cuiabá – Mato
Grosso - 1987-2000 .................................................................................................83
Tabela 8 - Estatísticas Descritivas das Variáveis Físico-químicas e Bacteriológicas do
Ponto Rc5 no Período de Seca e Cheia do Rio Cuiabá - Mato Grosso– 1987 à 2000.
.................................................................................................................................84
Tabela 9 - Estatísticas Descritivas das Variáveis Físico-químicas e Bacteriológicas do
Ponto Rc12 no Período de Seca e Cheia do Rio Cuiabá –Mato Grosso– 1987 à
2000. ........................................................................................................................85
Tabela 10 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos de Cheia e Seca no Ponto Rc5 do
Rio Cuiabá - Cuiabá e Várzea Grande- ...................................................................87
Tabela 11 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos de Cheia e Seca no Ponto Rc12
do Rio Cuiabá - Cuiabá e Várzea Grande ................................................................88
xx
Tabela 12 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos no Ponto Rc5 - Cuiabá e Várzea
Grande -Mato Grosso ..............................................................................................89
Tabela 13 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos no Ponto Rc12 - Cuiabá e Várzea
Grande -Mato Grosso - ............................................................................................90
Tabela 14 - Resultados do Teste da Mediana para os Pontos Rc5 e Rc12 em Relação ao
Padrão CONAMA 20, do rio Cuiabá - Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso –
1987-2000. ...............................................................................................................91
Tabela 15 - Resultados da Curva de Tendência da Série Cronológica para o Ponto Rc5
do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá, Cuiabá – Mato Grosso – 1981- 2000. ........103
Tabela 16 - Resultados da Curva de Tendência da Série Cronológica para o Ponto Rc12
do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá – Mato Grosso – 1981-2000. ......................103
Tabela 17 - Matriz de Erro pelo Método da Classificação da Máxima Verossimilhança,
Abril 1999. .............................................................................................................129
Tabela 18 - Análise da Matriz de Erro pelo Método da Classificação da Distância
Mínima Verossimilhança. Abril 1999. ..................................................................129
Tabela 19 - Percentuais por Categoria do Uso da Terra por Sub-Bacia Urbana das
Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso. ............................................130
Tabela 20 - Resultados da Classificação da Imagem de Acordo com o Índice de
Vegetação e as Categorias de ................................................................................131
Tabela 21 - Matriz de Correlação entre as Classes de Ocupação e o NDVI e as Variavéis
Físico - Químicas e Bacteriológicas das Sub-bacias do Perímetro Urbano, Rio
Cuiabá - Mato Grosso, 1999-2000. ........................................................................134
Tabela 22 - Equações de Regressões Considerando a Porcentagem de Urbanização
como Variável Preditora para Estimar a Qualidade da Água das Sub-Bacias do
Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso. ........135
xxi
Tabela 23 - Equações de Regressões Considerando o NDVI como Variável Preditora
para Estimar a Qualidade da Água das Sub-Bacias do Perímetro Urbano das
Cidades de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso. ............................................135
Tabela 24 - Resultados das Análises de Componentes Principais para as Classes de
Ocupação, NDVI e Características Físico-Químicas e Bacteriológicas da Bacia do
Rio Cuiabá– Mato Grosso. ....................................................................................136
Tabela 25 - Histórico dos Aglomerados por Sub-bacia do Perímetro Urbano do Rio
Cuiabá - Mato Grosso – 1999-2000. ......................................................................138
Tabela 26 - Variação das Características Físico-Químicas e Bacteriológicas dos
Aglomerados Formados das Sub-Bacias do Rio Cuiabá - Perímetro Urbano - 1999
- 2000. ....................................................................................................................139
Tabela 27 - Múltiplos Cenários das Variáveis OD, DBO e Coliformes Fecais do Trecho
do Perímetro Urbano da Cidade de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso - 2000.
...............................................................................................................................144
xxii
ÍNDICE DE QUADROS
Quadro 1 - Características Gerais da Usina Hidroéletrica de Manso, Bacia do Rio
Cuiabá – Mato Grosso. ............................................................................................18
Quadro 2 -Evolução do Número de Economias de Água e Esgoto na Cidade de Cuiabá –
Mato Grosso - 1990-2000. .......................................................................................22
Quadro 3– Características das Principais Sub - Bacias do Rio Cuiabá no Perímetro
Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso, 2000 .................24
Quadro 4 -Cargas Produzidas por Algumas das Principais Indústrias na Bacia do Rio
Cuiabá, Cuiabá – Mato Grosso - 2000.....................................................................27
Quadro 5 - Categoria dos Maiores Poluentes por Principais Fontes. ..............................33
Quadro 6 - Alguns Parâmetros Físico-Químicos e Microbiológicos da Resolução 20 -
CONAMA................................................................................................................35
Quadro 7 - Lista dos Modelos de Qualidade de Água por Ordem Cronológica. .............49
Quadro 8 - Caracterização dos Pontos Monitorados no Rio Cuiabá –– Perímetro
Urbano, Mato Grosso - 1999-2000. .........................................................................64
Quadro 9 - Caracterização dos Pontos Afluentes ao Rio Cuiabá –- Perímetro Urbano,
Mato Grosso 1999 – 2000. .......................................................................................64
Quadro 10 - Síntese dos Métodos e Equipamentos Empregados para Análises Físico -
Químicas e Microbiológicas e Limites de Detecção. Variáveis Analisadas nas
Seções Amostradas da Bacia do Rio Cuiabá – Mato Grosso - 1998 – 2000. ..........65
1
1. INTRODUÇÃO
A água, componente integrado ao sistema global, vem sendo fortemente alterada
com as mudanças demográficas, a velocidade e a extensão da globalização e com o
desenvolvimento sócio-econômico impulsionado pelo avanço tecnológico. Esses fatores
têm sido observados pelos autores BISWAS (1999), YOFFE et al. (1999) e TAVARES
et al. (1999) como preponderantes para o aumento da demanda sobre os recursos
hídricos, refletindo na sua escassez e deterioração dos mananciais. Dessa forma, a água
passou a ser uma preocupação crescente não apenas no que se refere à quantidade
disponível, mas, principalmente, em relação à sua qualidade acarretando prejuízos e
restrições nos seus usos múltiplo s.
Os problemas relativos à qualidade da água envolvem um espectro bastante
amplo dentro das áreas de estudo hidroambiental e na determinação das potenciais
fontes de contaminação resultantes de: disposições inadequadas dos resíduos líquidos e
sólidos, de natureza doméstica e industrial; alterações provocadas por empreendimentos
para geração de energia (barragens), resfriamento de águas de termoelétricas, além das
práticas agrícolas e de criação de animais em pequenas áreas nas bacias urbanas. Todas
essas ações antropogênicas acarretam impactos que se inter-relacionam com os
processos naturais que ocorrem na bacia.
Nesse contexto, a gestão de bacias urbanas tornou-se complexa, pois envolve
toda a rede de infra-estrutura deficitária existente que se traduz em reduzidos
percentuais de cobertura de rede de esgoto e estações de tratamento inoperantes ou com
baixo desempenho operacional, bem como na disposição inadequada dos resíduos
sólidos. Porém, se a situação se agrava, em decorrência do efeito acumulativo ger ado
pelo crescimento populacional dos centros urbanos, em geral desordenado, novas
2
perspectivas surgem com a implementação da política de recursos hídricos que
introduziu importantes mudanças administrativas, de ordenamento institucional e de
gerenciamento dos recursos hídricos dentro da unidade da bacia hidrográfica.
Nunca antes na história da humanidade mudanças tão profundas tiveram registro
dentro de tão curto período de tempo, como as que vêm ocorrendo atualmente no
gerenciamento dos recursos hídricos. BISWAS (1999) alerta para a profunda revolução
no setor, muito embora alguns observadores não estejam conscientes dessa realidade. A
evolução acelerada dos novos conceitos e modelos propostos poderá excluir
completamente aqueles utilizados anteriormente.
Essas alterações têm levado não apenas a uma inovação conceitual, na qual a
água passa a ser considerada um bem econômico e finito, conforme estabelece a
legislação nacional dos recursos hídricos, mas avançam para o gerenciamento desse
recurso de forma a atender aos seus usos múltiplos, impondo, assim, a necessidade de se
buscar um novo modelo de gestão das águas.
FERRIER et al. (2001) enfatizam que, em geral, as propriedades de um sistema
hídrico tendem a refletir a combinação dos atributos geomorfológic os modificados pela
variação da influência direta e indireta dos aspectos climatológicos e da ação
antropogênica na bacia. Ressaltam que a associação entre os processos que ocorrem
dentro do compartimento terrestre da bacia hidrográfica interfere no compartimento
aquático, provocando alterações nos aspectos quantitativos e qualitativos dos corpos
d’água. Vários exemplos podem ilustrar os impactos decorrentes do processo de
urbanização nos médios e grandes centros urbanos, que resultaram na degradação e
comprometimento da qualidade das águas dos corpos receptores (TUCCI, et al.,2000,
DIAS, 2001, RODRIGUES, 2001).
Dentro desse mesmo cenário, uma das importantes contribuintes para a região do
Pantanal, a bacia do rio Cuiabá, localizada na porção central da bacia do Alto Paraguai,
denominada Baixada Cuiabana, sofreu, nas décadas de 70 e 80, um crescimento
bastante acelerado. Apesar de apresentar um declínio a partir da década de 90 até os dias
atuais, seus municípios não se estruturaram para acompanhar esse intenso processo de
urbanização, que se caracterizou por uma ocupação desordenada e heterogênea,
principalmente nas áreas periféricas das cidades de Cuiabá e Várzea Grande.
3
A ocupação eminentemente urbana desses municípios resultou em um
incremento da demanda nos diversos usos das águas do rio Cuiabá e conseqüente
aumento das cargas orgânicas, de nutrientes e de coliformes gerados pelos esgotos
domésticos, bem como das contribuições de fontes difusas ligadas às atividades
agrícolas e de criações de animais nas pequenas propriedades rurais.
O rio Cuiabá tem um significado que transcende os seus usos mais nobres, como
o abastecimento público, irrigação, pesca e balneabilidade, e está intrinsecamente ligado
à cultura e à vida da população ribeirinha. FERREIRA (1999) descreve que essas
comunidades aí estão como testemunho do tempo que resulta de fases históricas
marcadas na cultura mato-grossense. Nelas as danças do cururu e siriri não são
tradições, mas sim vivências. Mugica de pintado e piraputanga assada não são pratos
típicos, mas pratos do dia a dia. As festas de santos não são folclore, mas costumes que
marcam a profunda espiritualidade desse povo. Costumes de uma gente simples e
alegre. Uma gente que se tornou, através de suas relações com o rio, guardiã do
potencial da cultura e da sabedoria do Pantaneiro.
Dessa maneira, a situação da qualidade e quantidade de suas águas tornou-se
uma preocupação constante na vida desse povo e de toda a população mato-grossense.
Vários trabalhos e estudos têm sido realizados por universidades, institutos de pesquisa,
órgãos governamentais e entidades não-governamentais, com o objetivo de avaliar a
magnitude dos impactos nos aspectos quali-quantitativos de suas águas e da
comunidade aquática do rio Cuiabá. Assim, embora exista uma grande disponibilidade
de dados, essas informações encontram-se compiladas desorganizadamente e dispersas
em diversas instituições e órgãos.
Buscando resgatar esses dados e organizá-los de forma sistematizada, está sendo
desenvolvido, por pesquisadores e professores do Departamento de Engenharia
Sanitária e Ambiental, um projeto denominado Sistema Integrado de Monitoramento
Ambiental de Gerenciamento da Bacia do Rio Cuiabá - SIBAC. Esse projeto, no qual se
encontra inserida esta tese, foi concebido para dar suporte a vários projetos de pesquisa
de doutorado desse Departamento. Em razão disso, os dados secundários e de
campanhas de campo foram encaminhados para esse banco de dados, sendo as
metodologias de análise e tratamento incorporadas ao sistema.
4
Os objetivos deste estudo definiram-se a partir do estabelecimento de algumas
hipóteses referentes ao estado da qualidade da água e à combinação de metodologias
para aplicação na base de dados disponíveis sobre a bacia. A primeira hipótese destina-
se à investigação sobre a qualidade e o processo de deterioração da água do rio Cuiabá,
ao longo dos anos, decorrentes das descargas pontuais de esgoto doméstico e industrial
lançadas nos principais tributários desse rio, no perímetro urbano das cidades de Cuiabá
e Várzea Grande. A segunda hipótese refere-se à eficácia da utilização de ferramentas
analíticas, tais como: estatísticas multivariadas, séries temporais, modelos matemáticos
e sensoriamento remoto para lidar com as complexas interações inerentes a esses
instrumentos e uma base múltipla de dados hidrológicos, climatológicos, de qualidade
da água, de uso e ocupação do solo.
A proposta básica deste estudo centra-se no objetivo geral de ampliar e
aprofundar o conhecimento da dinâmica evolutiva da poluição nas águas do rio Cuiabá,
em conseqüência da forma do seu uso. Fundamenta-se na elaboração de metodologias
para definir uma Modelagem Integrada da Qualidade da Água que constitua recurso
eficaz a ser utilizado no gerenciamento da bacia, dando subsídio: ao licenciamento de
atividades poluidoras; à outorga pelo uso da água; ao monitoramento e controle da
bacia, com base, principalmente, nos princípios de conservação da biodiversidade e da
sustentabilidade.
No Capítulo 1, esta tese faz uma abordagem sobre a complexidade da gestão de
bacias urbanas resultante do aumento da demanda dos recursos hídricos e as
implicações na escassez e qualidade das águas, agravadas, principalmente, nos centros
urbanos, pelo processo de urbanização. Introduz, ainda, os conceitos e diretrizes
definidos pela política dos recursos hídricos e as hipóteses que fundamentaram e
nortearam este estudo.
O Capítulo 2 caracteriza a área de estudo considerando os aspectos gerais,
demográficos, hidrológicos e geológicos com ênfase nos múltiplos usos de seus recursos
hídricos e nos principais impactos advindos desse uso. Contém, ainda, a descrição do
processo histórico de urbanização e da situação do saneamento na bacia, notadamente
nos municípios de Cuiabá e Várzea Grande.
5
Uma revisão bibliográfica é apresentada no Capítulo 3, onde se enfatiza a
importância da água como componente global, institucional e gerencial, dentro de uma
visão integrada de gestão dos recursos hídricos em uma bacia hidrográfica. Além disso,
são identificadas as fontes poluidoras pontuais e difusas que têm contribuído para a
degradação dos corpos d’água e as ferramentas analíticas como: técnicas estatísticas,
modelos matemáticos e sensoriamento remoto, utilizadas para dar apoio à gestão da
qualidade da água.
A fundamentação teórica descrita no Capítulo 4 consolida-se em informações
sobre os pontos de amostragem existentes ao longo do rio Cuiabá, as variáveis
analisadas, as metodologias de análises estatísticas e tratamento dos dados espaciais e
não-espaciais. Essas informações permitem a integração e aplicação de modelos para
avaliar e prognosticar a qualidade da água da bacia.
No Capítulo 5, são vistos os resultados das análises estatísticas exploratórias, de
séries temporais e do modelo QUAL2E utilizados para avaliar e prognosticar a
qualidade das águas do rio Cuiabá, nas últimas décadas, em função do recebimento das
cargas pontuais geradas ao longo dos seus principais tributários. São também analisadas
as inter-relações entre o processo de uso e ocupação do solo e a qualidade da água dos
treze principais tributários desse trecho do rio, nesse período, a partir da aplicação de
técnicas multivariadas associadas a sensoriamento remoto.
Os resultados deste estudo, discutidos no Capítulo 6, enfatizam as implicações
do processo de urbanização na qualidade da água, levando-se em conta os aspectos
ecológicos e de saúde pública, as forças dominantes e a extensão espacial e temporal
dessa poluição. A verificação da aplicabilidade das ferramentas analíticas utilizadas
para medir, avaliar e prognos ticar cenários futuros da qualidade da água é também
enfocada neste Capítulo.
Finalmente são apresentadas as conclusões e recomendações delineadas neste
trabalho, que vão em direção à necessidade de se manter o banco de dados atualizado e
de fácil acesso aos usuários, garantindo o fluxo de informação em todas as vertentes da
sociedade. As técnicas aplicadas mostraram-se adequadas para se definir a situação
atual da qualidade da água, identificando a sazonalidade, as fontes pontuais originadas
6
dos esgotos domésticos e as cargas difusas como fatores intervenientes no processo de
deterioração das águas da bacia do rio Cuiabá.
7
2. ÁREA DE ESTUDO
O estado de Mato Grosso situa -se na região Centro-Oeste do Brasil, possui cerca
de 900.000 Km2 de extensão territorial, onde se encontra distribuída uma população
aproximada de 2.500.000 hab. (IBGE, 2000). Apresenta uma grande disponibilidade
hídrica, já que nele se localizam as principais nascentes de três grandes bacias
hidrográficas brasileiras: Amazônica, Araguaia / T ocantins e Platina.
A bacia Platina, que em Mato Grosso é denominada bacia do Alto Paraguai,
estende-se até o estado de Mato Grosso do Sul e pode ser dividida em cinco sub-bacias:
dos rios Paraguai, Cuiabá, Sã0o Lourenço / Vermelho, Itiquira / Correntes e da região
do Pantanal (ALVARENGA, 1984). A delimitação da área da Bacia do Alto Paraguai –
BAP está apresentada na Figura 1, onde se destacam seus limites físicos, a rede hídrica
dos seus principais contribuintes e a planície pantaneira, que abrange os estados de
Mato Grosso e Mato Grosso do Sul.
2.1. Aspectos Gerais
A bacia do rio Cuiabá, uma das mais importantes para a formação da bacia do
Alto Paraguai, apresenta uma superfície de, aproximadamente, 28.000 km2 até as
proximidades do município de Barão de Melgaço e estende-se entre os paralelos 14o
18’e 17o 00’S e 54o 40’ e 56o 55’W (CAVINATTO et al. , 1995). O rio Cuiabá, que tem
suas nascentes no município de Rosário Oeste, é inicialmente formado por dois
pequenos cursos de água, Cuiabá do Bonito e Cuiabá da Larga, que afloram entre as
serras Azuis e Cuiabá, numa altitude de 500 metros. O ponto de união desses cursos de
8
Fonte: Adaptação PCBAP (1997) Figura 1 - Caracterização da Bacia do Alto Paraguai
água é denominado Limoeiro, onde o rio passa a ser chamado de Cuiabazinho. Quando
recebe as águas do rio Manso, dobra seu volume, tendo daí em diante o nome de
Cuiabá. O rio Manso é um dos principais afluentes do rio Cuiabá e um dos contribuintes
do rio Paraguai, controlando uma área de drenagem de 9.365 km2, que representa cerca
de 40% da bacia do rio Cuiabá, na cidade do mesmo nome, e, aproximadamente, 2% da
bacia hidrográfica formadora do Pantanal (SONDOTÉCNICA, 1987).
Em função da declividade, o rio Cuiabá apresenta duas características diferentes
ao longo do seu curso. Inicialmente, comporta-se como um rio de planalto,
extremamente controlado pela estrutura geológica, o que resulta no aparecimento de
diversas corredeiras, até atingir o nível da base regional, representado pelo Pantanal
Mato-grossense. Nessa condição, sua velocidade e dinâmica modificam-se, com
variações de altimetria entre 150-160 metros, apresentando, então, características de um
rio de planície, notadamente a partir da cidade de Santo Antônio do Leverger, onde as
declividades passam a variar entre 10,2 cm/km e 5,6 cm/km, até a sua confluência com
o rio Paraguai (TEIXEIRA, 1997). No percurso de 828 km, desde a sua nascente até a
cidade de Barão de Melgaço, tem como principais afluentes os seguintes rios: Coxipó,
Aricá-Mirim, Itiquira, entre outros.
9
A bacia do rio Cuiabá é constituída por três regiões geomorfológicas, com
características bióticas e abióticas definidas e próprias, que correspondem às áreas de
planalto e serras circunvizinhas, à Baixada Cuiabana e à planície do Pantanal, conforme
apresentado na Figura 2. CAVINATTO et al. (1995) subdividem a bacia do Cuiabá em
alta e média e consideram o Pantanal como uma região à parte. Para GODOY FILHO
(1986), o Pantanal situa -se abaixo das cotas de 200m e pode ser considerado uma
paisagem recente do ponto de vista geológico, resultante dos processos de surgimento
da Cadeia Andina que proporcionaram a individualização da bacia sedimentar do
Pantanal.
Fonte: SIBAC (2000)
Figura 2- Caracterização dos Trechos da Bacia do Rio Cuiabá.
Conhecer a dinâmica da ocupação das terras altas dessa bacia constitui um
elemento essencial para garantir a preservação da região, já que os sedimentos das
porções mais elevadas trazidos, pelos rios da bacia do Alto Paraguai, vêm preenchendo-
a ao longo do tempo.
2.1.1. Aspectos Demográficos
A população da bacia do rio Cuiabá, considerando os municípios: Acorizal,
Barão de Melgaço, Chapada dos Guimarães, Cuiabá, Jangada, Nossa Senhora do
Livramento, Nova Brasilândia , Planalto da Serra, Rosário Oeste, Santo Antônio do
10
Leverger e Várzea Grande, é de 723.599 habitantes, distribuídos em uma área de
28.732,73 km2, dos quais 722.348 estão na área urbana e 51.246 na área rural (IBGE,
2000).
Sua ocupação é eminentemente urbana, com apenas 7% residindo na zona rural,
sendo que a maior concentração ocorre no trecho médio da bacia onde se localizam as
cidades de Cuiabá e Várzea Grande, pólo mais densamente ocupado e industrializado
(PCBAP, 1997). Esses municípios, de acordo com o IBGE (2000), representam 35% da
população de todo o estado de Mato Grosso e constituem também as áreas de maior
adensamento populacional, com 121,65 hab./km2 e 211,28 hab./km2, respectivamente.
As evoluções populacionais dessas duas cidades, no período de 1872 a 2000,
podem ser observadas na Tabela 1, onde verifica-se um acentuado crescimento a partir
da década de 70, com taxas superiores a 9% na década de 80, e um declínio ao longo
dos anos da década de 90 (IPDU, 2000).
Similar ao observado nesses municípios, o modelo de desenvolvimento urbano
no país apresenta 80% da população residindo em áreas urbanas, podendo atingir 90%
nos maiores centros. TUCCI (2000) comenta que, devido a essa grande concentração
urbana, vários conflitos e problemas têm sido gerados nesse ambiente, tais como:
degradação e assoreamento dos mananciais; aumento de riscos das áreas de
abastecimento com a poluição orgânica e química; contaminação dos rios por esgotos
doméstico, industrial e pluvial; gerenciamento inadequado da drenagem urbana e falta
da coleta e disposição do lixo urbano. Esses problemas, por sua vez, resultam em
prejuízos econômicos e forte degradação da qualidade de vida, com retorno de doenças
de veiculação hídrica.
Tabela 1- Evolução Populacional do Aglomerado Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1872- 2000.
Cuiabá Várzea Grande Aglomerado Ano
População i % a.a População i % a.a População i % a.a 1872 (1) 35.987 - - - 35.987 - 1890 (1) 17.815 -3,83 - - 17.815 -3,83 1900 (1) 34.393 6,80 - - 34.393 6,80 1920 (1) 33.678 -0,10 - - 33.678 -0,10 1940 (1) 54.394 2,43 - - 54.394 2,43 1950 (2) 56.204 0,33 5.503 - 61.707 1,27 1960 (1) 57.860 0,29 11.044 7,21 68.904 1,11 1970 (3 ) 100.865 5,71 18.146 5,09 119.011 5,62 1980 (4) 212.984 7,76 76.676 15,50 289.660 9,30 1990 (6) 380.140 5,96 151.314 7,03 531.454 6,23
11
1991 (5) 402.813 5,96 161.958 7,03 564.771 6,23 1996 (7) 433.355 1,47 193.401 3,61 626.756 2,10 1997 (8) 440.969 1,76 201.241 4,05 642.210 2,47 1998 (8) 447.390 1,46 207.846 3,28 655.236 2,03 1999 (8) 453.813 1,44 214.435 3,17 668.248 1,99 2000 (8) 483.044 1,44 215.276 3,17 681.580 1,99
Fonte: (1) Censo Demográfico: Sinopse Preliminar, VII Recenseamento Geral do Brasil – 1960/IBGE, (2) Censo Demográfico do Estado de Mato Grosso, VI Recenseamento Geral do Brasil – 1950/IBGE,(3) Sinopse Preliminar do Censo Demográfico de Mato Grosso, VIII Recenseamento Geral do Brasil – 1970/IBGE,(4) Censo Demográfico – Dados Distritais – Mato Grosso IX Recenseamento Geral do Brasil – 1980/IBGE,(5) Censo Demográfico – 1991/MT Resultados do Universo Relativos às Características da População e dos Domicílios - IBGE ,(6) Estimativa IPDU/DPI com base nos Censos Demográficos de 1980 e 1991,(7) Contagem da População, 1996 – IBGE/MT(8) Estimativa IBGE
Na Figura 3, visualizam-se as curvas de crescimento desse aglomerado para
melhor entendimento do processo de urbanização desencadeado ao longo desses anos,
caracterizado, basicamente, por um crescimento desordenado e uma ocupação
heterogênea das áreas periféricas. Sem um planejamento urbano, esses municípios não
puderam atender à demanda, proliferando, sobremaneira, as invasões que resultaram em
ocupações de áreas de risco, degradação do solo e dos recursos hídricos.
COY (1994) observa que o fator mais significativo para o desenvolvimento
urbano de Cuiabá, nos anos 80, foi a expansão descontrolada da periferia urbana, com a
multiplicação de bairros marginais e favelas por invasão e ocupação de terrenos não
utilizados. O autor identifica, ainda, outros aspectos no processo de modernização
urbana do aglomerado Cuiabá / Várzea Grande a nível espacial: expansão rápida e
descontrolada das áreas residenciais e comerciais; verticalização e transformação das
formas tradicionais de moradia e crescente segregação social entre os bem-sucedidos e
os marginalizados, com a conseqüente fragmentação do espaço social.
12
Figura 3 - Evolução Populacional das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1872-2000.
TUCCI (2000) enfatiza que a tendência urbana atual é de redução do
crescimento das metrópoles e aumento das cidades médias. Nesse sentido, os impactos
tenderiam a se disseminar para esse tipo de cidade que ainda não atingiu o estágio de
degradação das metrópoles, havendo ainda espaço para prevenção. Apesar do quadro
atual dos impactos já gerados nesses municípios, medidas de prevenção e mitigadoras
podem ser adotadas de forma a garantir a sustentabilidade ambiental dessas cidades.
2.2. Aspectos Geológicos, Geomorfológicos e Vegetação
As áreas do planalto abrangem os municípios de Nobres, Rosário Oeste, Nova
Brasilândia, Campo Verde, Acorizal, Jangada e Chapada dos Guimarães e caracterizam-
se por apresentarem uma vegetação do tipo cerrado. Essa área, drenada pelo alto curso
do rio Cuiabá, está inserida no contexto regional da Província Serrana, do Planalto dos
Guimarães Alcantilados e da Depressão do Alto Paraguai-Paranatinga
(RADAMBRASIL, 1982). Apresenta domínio de relevo movimentado e formações
geológicas areníticas, sendo mais suscetível ao desenvolvimento da erosão. Ligando as
porções do relevo movimentado e as porções do relevo mais rebaixado (Pantanal), a
bacia do Cuiabá é ocupada por uma extensa superfície aplainada com baixas altitudes
(450 a 200 m), conhecida por Depressão ou Baixada Cuiabana (SALOMÃO, 1999).
A Baixada Cuiabana abrange os municípios de Cuiabá, Várzea Grande, Nossa
Senhora do Livramento e Santo Antônio do Leverger, compreendendo uma área de
0
100.000
200.000
300.000
400.000
500.000
600.000
700.000
800.000
1872
1890
1900
1920
1940
1950
1960
1970
1980
1990
1991
1996
1997
1998
1999
2000
anos
popu
laçã
o
Cuiabá V. Grande Aglomerado
13
depressão que fica entre as partes mais altas do planalto e o início da planície inundável.
Nessa região, o Grupo Cuiabá, denominação usada para classificação geológica dessa
área (SALOMÃO, 1999), caracteriza-se por uma seqüência predominante de filitos com
intercalações de quartzitos, metagrauvacas, metarenitos, metaparaconglomerados, com
raras ocorrências de metacalcários e filitos calcíferos. Esse mesmo autor salienta que
com exceção dos metarenitos, essas rochas são muito resistentes a alterações e
conseqüente desenvolvimento de solos. Assim, os solos apresentam-se muitos rasos e
geralmente cobertos por uma camada endurecida de canga laterítica (material maciço ou
fragmentado, constituído por óxido de ferro cimentando grãos de areia ou quartzo). O
autor conclui que o relevo pouco movimentado, praticamente plano da Depressão
Cuiabana, aliado aos solos rasos e à presença de canga laterítica, dificulta a erosão do
tipo ravina e voçoroca, mas favorece a erosão do tipo laminar.
Regionalmente, o cinturão de Dobramentos Paraguai-Araguaia evolui no
Proterozóico Superior / Cambriano (Ciclo Brasiliano, de 800 a 560 milhões de anos), às
margens do Cráton Amazônico, entidade geotectônica estabilizada no Proterozóico
Médio, ao término do Ciclo Sunsas / Aguapeí (em torno de 900 milhões de anos),
(MIGLIORINI, 1999).
Já na baixada Cuiabana, na região de Cuiabá e Várzea Grande, o autor divide o
Grupo Cuiabá no mapa geológico (1: 250.000) em formação Miguel Sutil e Rio Coxipó.
A primeira caracteriza-se por apresentar litofácies pelíticas com laminação plano
paralela (filitos de cor cinza-esverdeada a marrom-vermelhada, normalmente
sericíticos) e litofácies argilo-areno-conglomeráticas (metaconglomerados oligomíticos,
arenitos quartzos na base e no topo e metasiltitos). Na Formação do Rio Coxipó,
encontram-se metadiamictitos com matriz argilosa e arenosa.
2.3. Aspectos Hidrológicos
Os aspectos climatológicos na BAP caracterizam-se pelas oscilações que
ocorrem nas variáveis hidrológicas e outras grandezas meteorológicas. Entre essas
grandezas, destacam-se: precipitação anual entre 800 e 1600 mm, com as máximas
precipitações ocorrendo na cabeceira; evapotranspiração potencial média anual entre
3,6mm/dia e 4,3mm/dia; temperatura média de 22 a 25°C; temperatura mínima média
14
anual entre 17 e 20°C e temperatura máxima média anual entre 29 e 32°C (MUSIS,
1997).
Fonte: SIBAC (2000)
Figura 4 – Variação da Vazão Média na Estação do Porto (Rc8) em Cuiabá – Mato Grosso - 1948-2000.
Na região de estudo, correspondente ao trecho urbano das cidades de Cuiabá e
Várzea Grande, denominado de Baixada Cuiabana, o clima predominante é do tipo
quente tropical semi-úmido, com temperatura média anual de 26oC, ocorrendo as
máximas médias diárias em torno de 36oC, em setembro, e as mínimas de 15oC, em
julho. A temperatura é mais intensa de setembro a novembro. A precipitação média
anual chega a valores de 1342 mm/ano, de acordo com a série temporal medida entre
1989-2000 (INMET, 2000). A bacia apresenta uma sazonalidade marcada por dois
períodos bem distintos: estiagem, maio a outubro, e cheia, novembr o a abril.
As variações de vazão do rio Cuiabá nos seus diversos trechos e de seus
principais tributários oscilam em função da sazonalidade aí registrada. Na Figura 4,
podem ser observados os valores médios mensais da vazão na Estação Porto, em
Cuiabá, nos anos de 1948 a 1998 e em 1999 e 2000. Nos meses de maior intensidade de
chuva, janeiro, fevereiro e março, registra-se uma vazão de 480 a 1000 m3/s, variação
que vai decrescendo a partir dos meses de abril e maio até atingir níveis críticos, abaixo
de 100m3/s, nos meses de agosto e setembro.
Vazões Médias do Rio Cuiabá em Cuiabá (Porto)
0
1 0 0
2 0 0
3 0 0
4 0 0
5 0 0
6 0 0
7 0 0
8 0 0
9 0 0
1 0 0 0
1 1 0 0
J a n F e v M a r A b r M a i J u n J u l A g o S e t O u t N o v D e z
Va
zão
(m
3/s
)
1 9 9 9
2 0 0 0
M é d i a 1 9 4 8 - 9 8
15
Verificou-se, ainda, que com a implantação da usina hidroéletrica de Manso -
UHM, as vazões na Estação Porto decresceram quando comparadas com as médias dos
anos de 1948 a 1998 e de 1999. Isto ocorreu em virtude do fechamento das comportas
da usina para enchimento do reservatório, resultando na retenção das águas do rio
Manso, um dos principais tributários do rio Cuiabá, como mencionado anteriormente.
2.4. Usos Múltiplos da Água na Bacia
Em geral, o uso da água define-se no Brasil e em outros países em
desenvolvimento, pelo consumo de 70% na agricultura e pecuária, para irrigação de
cultivos agrícolas e dessedentação de animais, 8% para o abastecimento doméstico e
22% para abastecimento industrial (MACEDO, 2001). Os usos preponderantes da água
da bacia do rio Cuiabá são destinados ao abastecimento público e rural, à irrigação,
geração de energia e diluição de efluentes industriais e domésticos. Alguns desses usos
resultam em impactos sobre os demais e, neste estudo, serão observados os mais
representativos, enfatizando-se principalmente o papel que esse rio tem desempenhado
na diluição das cargas de efluentes domésticos e industriais.
2.4.1. Abastecimento de Água
O rio Cuiabá e seus principais tributários respondem por 69,3% do total da água
destinada ao abastecimento público na bacia, o que representa uma adução de 1.406,8
l/s, sendo 30,7% retirados de poços, além de suprir a zona rural, o que ocorre de forma
difusa ao longo de todo o rio, atendendo a fazendas, sítios, entre outros (TEIXEIRA,
1997). Nas cidades de Cuiabá e Várzea Grande, este manancial atende um percentual
ainda maior, 95% e 82%, respectivamente, do abastecimento desses municípios
(ENGEPOLI, 1999) o que reforça, ainda mais, a importância e a necessidade de se
garantir o uso sustentável desse recurso.
A Companhia de Saneamento do Estado de Mato Grosso - SANEMAT foi,
durante três décadas, a concessionária responsável pelo gerenciamento dos sistemas de
abastecimento e esgotamento do Estado. Porém, com o processo de modernização dos
serviços de saneamento, esses sistemas passaram para a gestão municipal, ficando ainda
vinte remanescentes sob a responsabilidade dessa Empresa. Embora o Decreto-lei n. º
16
7.358, de 13/12/2000, que autoriza a sua extinção, já esteja em vigor, esses sistemas não
foram repassados ao município, devido às dificuldades operacionais e tarifárias
apresentadas pelos mesmos.
TEIXEIRA & LIMA (2000) apontam que o processo de municipalização
desencadeado em Mato Grosso causa preocupação quanto aos novos rumos de gestão
desses sistemas. O Estado, ao repassar o papel de operador e não assumir concretamente
o de regulador, deixa uma lacuna, já que os operadores (municípios / iniciativa privada)
não contam com diretrizes, indicadores e padrões a serem cumpridos pelos seus
sistemas de abastecimento e esgotamento sanitário. Esse vazio pode apresentar, já em
curto espaço de tempo, implicações que refletirão na qualidade da água tratada e no
aumento de esgoto não tratado, interferindo diretamente na saúde pública, através da
disseminação de doenças de veiculação hídrica e no comprometimento da qualidade das
águas dos mananciais superficiais.
2.4.2. Irrigação
A bacia do rio Cuiabá, de acordo com o PCBAP (1997), apresenta 88% de sua
área total composta por vegetação natural e 12% de áreas antropizadas. Desse último
percentual, 87% são ocupadas com pastagem plantada com subdominância de
policultura, onde predomina o desenvolvimento da pecuária extensiva, principalmente
nos municípios de Cuiabá, Santo Antônio do Leverger, Acorizal, Rosário Oeste, Nobres
e Chapada dos Guimarães, Nossa Senhora do Livramento, Barão de Melgaço e Poconé.
As policulturas, também presentes, abrangem inúmeras culturas, tais como: milho,
arroz, feijão, algodão, hortaliças, frutas regiona is, entre outras, exploradas em pequenas
áreas distribuídas pela bacia. Apenas 9% de sua área destinam-se à plantação de soja e
milho que se desenvolvem, predominantemente, nas áreas de nascentes dos rios Casca,
Roncador e Manso. Estima-se que cerca de 504 ha são irrigados, o que representa uma
estimativa de consumo de 6.840 litros/h.ha, (PCBAP, 1997). Além do desenvolvimento
dessas atividades, ocorre, ainda, na região de Nobres, a exploração de diamante e de
calcário.
Na Baixada Cuiabana, notadamente nas sub-bacias localizadas dentro do
perímetro urbano das cidades de Cuiabá e Várzea Grande, desenvolvem-se,
17
basicamente, a criação de animais em pequenas chácaras e a agricultura de subsistência
para plantio de mandioca, milho e hortaliça.
2.4.3. Geração de Energia
Apesar de seu grande potencial energético, apenas 17.94% da energia requerida
pela demanda do Estado provêm de usinas hidroelétricas, 0.12% de térmicas e 81.94%
de compras, ficando, assim, a matriz energética dependente da energia importada da
região sudeste (CEMAT, 1997). O aproveitamento hidroenergético na bacia em questão
ocorre através das usinas Casca II e Casca III, que geram 3,5 MW e 11,9 MW,
respectivamente. A bacia conta, ainda, com a hidroelétrica do Manso que se encontra
em fase inicial de funcionamento, gerando apenas 15% da sua capacidade total, de 220
MW. Além dessas, está se implantando uma usina termoelétrica com capacidade final
de 450 MW. Atualmente, esta usina está gerando apenas 15% do seu potencial, tendo
como combustível o gás na tural proveniente da Bolívia, já que, nessa fase inicial, as
obras do gasoduto não se concluíram e a operação está ocorrendo a partir da queima de
óleo diesel. A configuração do sistema da termoelétrica será de 2 x 1, ou seja, duas
turbinas a gás de, aproximadamente, 150 MW cada, às quais se acopla uma turbina a
vapor de cerca de 150 MW (RIMA, 1997).
2.4.3.1. Antecedentes da UHE de Manso
A implantação da usina de Manso, planejada no final da década de 70, com a
função de regular as cheias ocorridas na região, que afetavam periodicamente as cidades
de Nobres, Rosário Oeste, Acorizal e, principalmente, Cuiabá, foi remodelada com o
objetivo de gerar energia e garantir o aproveitamento múltiplo com incremento nas
atividades irrigação, turismo, pesca e lazer.
Iniciada no final dos anos 80 e paralisada em seguida, assim permaneceu por
cerca de uma década, por falta de recursos, até ser incluída no Programa "Avança
Brasil", que destinou verbas do Ministério do Meio Ambiente para a sua conclusão.
Dessa forma, a usina passou à responsabilidade de Furnas e um consórcio de
empreiteiras privadas, em substituição à Eletronorte, sendo as obras reiniciadas em
meados de 98.
18
A implantação dessa usina foi marcada por interrupções e polêmicos
questionamentos entre comunidade científica, organizações não-governamentais,
associações dos pescadores e toda a população a respeito de sua concepção, viabilidade,
e impactos ambientais gerados.
2.4.3.2. Características do Empreendimento
O arranjo concebido para a usina hidroelétrica de Manso - UHE de Manso
compreende uma barragem principal de terra e enrocamento, com 3660m de extensão e
altura máxima de 72m, em cujo corpo, separados por um muro do tipo gravidade, está o
vertedouro principal de superfície, controlado por três comportas de segmento e tomada
d’água do tipo gravidade, que promoverá a captação e a adução da água, através de
quatro condutos forçados até as unidades de geração.
O reservatório a ser tomado pelo barramento, com um volume de 7,4 bilhões de
m3 e uma área total de 387 km² para o nível máximo normal de operação, cota 287,00
m, ocupará cerca de 263 km² do município de Chapada dos Guimarães, 58 km2 de Nova
Brasilândia e 66 km² de Cuiabá e se estenderá a partir do local de barramento, por cerca
de 50 km, a leste e sudeste, em direção às nascentes dos rios Manso e Casca. Até cerca
de 30 km do local da barragem, na direção desses rios, o reservatório será mais amplo,
com largura média de 4,5 km. Ainda nesse trecho, nas imediações da confluência dos
rios Casca/Quilombo e Palme iras /Manso, atingirá larguras da ordem de 15 km e 9km,
respectivamente. A montante desse trecho, as faixas são mais estreitas, com larguras
inferiores a 2,5 km. No Quadro 1 são apresentadas essas características gerais e níveis
da barragem.
Quadro 1 - Características Gerais da Usina Hidroéletrica de Manso, Bacia do Rio Cuiabá – Mato Grosso.
Comprimento total da barragem 3660 m Área Inundada 427 km² Queda líquida 57,5 m Potência Instalada 210 MW Concreto 205.000 m³ Escavação Comum 740.000 m³ Escavação em Rocha 1060.000 m³ Maciços de Enroncamento 1220.000 m³ Maciços de random 3000.000 m³ Filtros e transições 280.000 m³ Ensecadeiras 370.000 m³ Vazão turbinada 4x 105 máxima) 420,0 m³/s
19
Vazão de vertedouro 3200 m³/s Vazão regularizada 135.0 m³/s Diâmetro da tubulação 5.200 mm Velocidade de escoamento no conduto 4,94 m/s BARRAGEM N.A. mínimo normal 278,0 m N.A máximo máxima 289,8 m N.A máximo normal 287,0 m Cota de Coroamento 291,0 Cota da Soleira TD 264,9 m Cota da Soleira vertedouro 276.25 m Volume útil 2.951 x 106 m³ Volume Acumulado 7.3x 109 m³ Comprimento máx da reserva máx. Normal 55,0 km
Fonte: FURNAS, 2000
2.4.3.3. Impactos Ambientais
Os impactos ambientais decorrentes da implantação da UHE - Manso causaram
modificações que foram rapidamente observadas a partir do fechamento da barragem
(novembro de 1999), onde as águas do rio Manso passaram a ser retidas, alterando,
assim, a vazão em todo o trecho a jusante, provocando condições desfavoráveis à
sobrevivência de inúmeros cardumes. ESTEVES (1988) aponta que as conseqüências
das alterações no regime hidrológico, a jusante, tanto podem ser observadas logo após o
fechamento da represa, como também muitos anos após, devido à alteração dos períodos
sazonais, já que após a implantação da usina, o rio passa a ter uma vazão regularizada.
MARGULIS (1996) pondera que a geração de energia hidroelétrica acarreta
impactos significativos sobre o meio ambiente, cuja dinâmica espaço-temporal de
propagação se manifesta tanto na área do lago artificial, como no rio a jusante da
represa. Em ambos os casos, esses impactos atingem os meios físico, biótico, social e
econômico com uma propagação a curto, médio e longo prazo.
O Relatório de Impacto da Usina Hidroelétrica de Manso prevê que os impactos
por ela causados, desde o início das obras até o enchimento do reservatório, em
dezembro de 2000, causarão modificações significativas ao meio ambiente em toda a
área inundada. Os animais serão capturados e levados para outras áreas, ma s um grande
número não sobreviverá, por vários fatores, como a não-captura, e pela modificação de
seu habitat natural. Outros impactos significativos são: a desapropriação da população
moradora a montante da barragem; desmatamento das áreas verdes e desapa recimento
de sítios arqueológicos existentes na área. No fechamento das comportas da usina, o rio
20
Manso terá suas características alteradas drasticamente, principalmente a jusante, onde a
sua vazão será diminuída para o enchimento do reservatório.
Apesar de FURNAS desenvolver vários programas ambientais tais como:
Climatológico, Sismológico, Recursos Minerais; do Lençol Freático, Hidrológico,
Limnológico e da Qualidade da Água e da Icitiofauna, a Empresa, diante das intensas
críticas, manteve restrição na divulgação das informações e dados gerados por esses
programas, que tinham como objetivo de acompanhar e minimizar esses impactos.
ESTEVES (1988) enfatiza ainda que a construção de represas sobre áreas
florestadas, a exemplo do que ocorreu no reservatório de Manso, tem gerado condições
peculiares quanto à concentração e distribuição de oxigênio nesses ambientes. Nessas
represas, a fitomassa inundada, ao se decompor, consome grande parte do oxigênio
dissolvido, gerando altos deficits, especialmente no hipolímnio. Os primeiros anos após
a inundação correspondem ao período de maior déficit de oxigênio. Assim, não
raramente, toda a coluna d’água pode tornar-se desoxigenada, fator que independe dos
ciclos de estiagem e chuvas e também do padrão de estratificação térmica do
ecossistema.
Essa fase ocorreu de forma tão intensa na região de Manso que as comunidades
ribeirinhas, aliadas a Organizações Não-Governamentais e à Associação dos
Pescadores, protestaram e entraram com uma ação civil para impedir a continuidade da
obra. Alegaram que a água a jusante e a montante da barragem também apresentava
péssima qualidade e um forte cheiro proveniente desse processo de decomposição,
provocando doenças de pele e afugentado os cardumes, tirando-lhes, assim, a principal
fonte de alimento e a única alternativa de renda. Embora o volume de água no rio tenha
ficado bastante reduzido e a pesca difícil, no último dia 29 de junho, a procissão fluvial
de São Pedro não foi cancelada para se manter a tradição, sendo o peixe servido aos
devotos doado por criadores, donos de tanques (MIDIANEWS, 2000).
Além dos problemas relacionados com a qualidade das águas, outros foram
constatados, tais como: restrições nas divulgação das análises químicas de qualidade da
água realizadas por um laborató rio particular localizado no Rio de Janeiro; programa de
educação ambiental em regiões fora da área de alagamento da usina; assentamento das
famílias desalojadas em áreas de solo extremamente ácido, impróprio para a agricultura
21
de subsistência; a coleta de animais silvestres realizada de forma precária, resultando na
morte de muitos animais e transferência das peças arqueológicas para o acervo de uma
instituição particular de outro estado (MIDIANEWS, 2000).
Ambientalistas reclamam, ainda, que desde o fechamento da barragem, em
novembro de 1999, para acelerar a formação do lago, a estatal FURNAS vem retendo o
máximo de água e que, desde então, por 11 vezes, o nível do rio Cuiabá ficou abaixo da
quota zero, inclusive no período chuvoso. Alertam, sobretudo, que a "regularização" das
cheias do rio Cuiabá vai “regularizar" também as cheias no Pantanal, vitais para a
preservação daquele frágil ecossistema que só existe em razão do livre e natural fluxo e
defluxo das águas.
2.4.4. Diluição de Despejo
O rio Cuiabá tem sido largamente utilizado para a diluição dos efluentes
domésticos gerados nas sub-bacias urbanas, principalmente nas que apresentam maiores
concentrações populacionais. Nelas são diretamente lançados esgotos domésticos,
resíduos sólidos in natura, além da parcela proveniente dos efluentes industriais. O
Quadro 2 apresenta a evolução, no período de 1990 a 2000, dos incrementos realizados
nos sistemas de abastecimento de água e esgoto da cidade de Cuiabá, onde a cobertura
de rede de esgoto dessa cidade e de Várzea Grande atinge 38% e 16 % da população,
respectivamente. Na Figura 5 observa -se a lacuna existente entre o percentual de
população atendida com o sistema de abastecimento de água e de coleta de esgoto na
cidade de Cuiabá.
22
Quadro 2 -Evolução do Número de Economias de Água e Esgoto na Cidade de Cuiabá – Mato Grosso - 1990-2000.
Ano População (Hab) (1)
NoEconomias Faturadas de Água (2)
População Atendida Água
População Atendida com Esgoto
No Economias Faturadas de Esgoto (2)
População Atendida Com Esgoto
1990 389.071 89.314 359.935 119.393 29.626 119.393 1991 402.812 93.936 378.562 126.739 31.449 126.739 1992 419.783 102.567 413.345 125.970 31.258 125.970 1993 435.514 105.888 426.729 133.002 33.003 133.002 1994 450.563 108.331 436.574 135.497 33.622 135.497 1995 465.107 115.719 451.154 178.537 44.302 178.537 1996 433.355 117.930 420.354 183.147 45.854 183.147 1997 440.969 127.389 427.740 183.228 45.446 183.228 1998 453.448 131.099 439.845 182.962 45.400 182.962 1999 466.281 135.190 452.293 186.963 46.393 186.963 2000 482.498 136.513 468.023 186.423 46.259 186.423 Fonte : (1) IBGE no de pessoas por domicílio=4,03 (1998), (2) SANEMAT/Agência de Saneamento da cidade de Cuiabá
Apesar de Cuiabá apresentar um total de 57.721 economias de esgoto
cadastradas pela Agência Municipal, apenas 46.259 delas estão sendo faturadas, o que
representa uma cobertura de 38% em relação à coleta do esgoto. A parcela tratada desse
esgoto coletado, corresponde a 29%, é destinada à ETE D.Aquino e atende a um total
de 16.929 economias referente às sub-bacias 18 e 19, o que garante uma vazão média de
115 l/s. Os demais sistemas isolados espalhados pela cidade (Morada do Ouro, CPA e
Tijucal) contribuem ainda com 9%, totalizando 38% de esgoto tratado no município de
Cuiabá, e podem ser melhor visualizados na Figura 6.
Figura 5 - Percentual da População Abastecida e Esgotada na Cidade de Cuiabá - Mato Grosso - 1990 - 2000.
O esgoto bruto que chega até a ETE tem apresentado uma concentração de DBO
bastante elevada, variando de 600 a 400mg/l, muito embora a fração da DBO solúvel
23
verificada tenha sido de 200 mg/l e uma DBO final, após tratamento, de 40 a 60 mg/l, o
que representa, uma eficiência de 98% na remoção de matéria orgânica (DOMINGUES,
2000). Nos vinte cinco sistemas isolados existentes, a parcela tratada é relativamente
pequena, pois apenas quatro encontram-se em funcionamento, ainda que precariamente,
sendo que os demais apresentam problemas físicos e operacionais.
A cobertura no município de Várzea Grande é de 16% em relação à população
abastecida, servida apenas com o sistema de coleta, cobrindo um total de 6537
economias de esgoto cadastradas pelo Departamento de Águas e Esgoto - DAE-VG.
Esse percentual refere-se às 4237 ligações dos sistemas de tratamento isolados,
construídos nos Núcleos Habitacionais que se encontram, na sua maioria, desativados
ou em situação de operação bastante precária e às 2.300 ligações implantadas dentro do
programa PROSEGE, que atende parte do bairro Cristo Rei, localizado na SB-8
(ENGEPOLI, 1999).
Figura 6 - Localização dos Sistemas Existentes e a Serem Implementados nas Sub - Bacias do Perímetro Urbano da Cidade de Cuiabá – Mato Grosso.
24
2.4.4.1. Características das Sub-bacias Urbanas de Cuiabá e Várzea Grande
No Quadro 3 encontram-se detalhadas as sub-bacias localizadas nos dois
municípios com destaque para as características físicas, demográficas, número de
economias de água e esgoto e córregos c orrespondentes a sua área de drenagem.
Quadro 3– Características das Principais Sub - Bacias do Rio Cuiabá no Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso, 2000
Sub-Bacia
População Abastecida (Hab)(1)
Área (ha)
Extensão (Km)
Dens Hab/ha
Economia de Água (ud)
Economia de Esgoto (ud)
Carga (2)
Orgânica Estimada KgDBO/d
Escoamento Natural
Sub Bacias Contribuintes do Município de Várzea Grande SB01 - 4481 - - - - Rio Pari
SB02 51.209 3924 13,05 11230 - 2.765 C.Traíra e Piçarrão
SB03 42.764 2507 17,05 9378 - 2.309 Córrego Embaúval e General
SB04 461 - - Córrego Guarita
SB05 27.557 1150 23,96 6043 1,488 Córrego Engordador
SB06 5.979 180 33,2 1311 - 0,323 Córrego sem denominação
SB07 2.682 126 21,28 588 - 0,145 Rio Cuiabá
SB08 22974 876 26,22 5038 - 1,241 Cor. da Manga
SB09 1875 51 36,76 411 - 0,101 Rio Cuiabá SB10 47.666 1872 25,46 10453 - 2,574 Cor. Santana
SB11 8692 14154 0,61 1906 - 0,469
C.Formigueiro e Ribeirão dos Cocais
SB12 - 1007 - - SB13 - 413 - - Sub Bacias Contribuintes do Município de Cuiabá
SB14 41.886 449 93 10.394 2,262 Ribeirão do Lipa
SB15 34.046 8.448 0,839 SB16 45.878 418 3 84 9.407 2174 2,018 Mané Pinto SB17 59.908 379 3 141 13.288 - 3,24 Prainha SB18 38.989 278 2 189 8.997 4618 2,11 Gambá SB19 70.290 917 7 74 16.945 4980 3,8 Barbado
SB20 190.000 66.800
47.146 20696 10,26 Coxipó
SB21 24.721 1222 6.134 3243.00 1,334 São Gonçalo TOTAL GERAL 38,72
Fonte: SANEMAT (1997). Cuiabá: População Abastecida = 4,03 hab. x no de economias, Carga Orgânica per capita 54g/DBO/dVárzea Grande: População Abastecida = 4,56 hab. x n° de economias, Carga Orgânica per capita 54g/DBO/d.
25
A Figura 7 ilustra a localização das sub-bacias, relacionadas de acordo com a
denominação do projeto do sistema integrado de esgotamento sanitário elaborado pela
Geotécnica e implantado parcialmente.
De acordo com o número de habitantes existentes nas sub-bacias, estima-se que
o total de carga orgânica para o ano de 2000, nesse trecho do rio Cuiabá, seja de 38,72
kgDBO/d, proveniente dos municípios de Cuiabá e Várzea Grande. ROMIO (1999)
apresentou uma carga estimada para o rio Cuiabá, em 1995, de 41,20 kgDBO/d ao
longo de todo seu percurso.
Figura 7 - Mapa de Localização das Sub - Bacias Urbanas do Rio Cuiabá, Cuiabá – Mato Grosso com Identificação das Principais ETE’s.
2.4.4.2. Programas e Investimentos Propostos para a Bacia do Rio Cuiabá
Projetos de investimentos previstos para incrementar e ampliar a cobertura de
rede de esgotamento e tratamento dos efluentes coletados nos municípios foram
solicitados dentro de dois importantes programas, o de Modernização do Setor de
Saneamento - PMSS II / Ministério de Planejamento e Orçamento - SEPURB, e o
Programa BID Pantanal, prevendo investimento na ordem de 60 milhões de dólares.
26
O projeto inserido no PMSS II, em fase de aprovação, contempla a
complementação da SB19 e SB16, execução de parte da SB14 e a interligação dos
sistemas isolados existentes no Cophamil, Cohab Nova e Santa Isabel, na SB15, que
será conectada à Estação de Tratamento de Esgoto - ETE D. Aquino, construção da
elevatória da Prainha (sistema unitário) e recuperação da ETE D. Aquino, o que
resultará em um acréscimo de 20.143 ligações no sistema integrado, com orçamento
estimado no valor de US$ 15.000.000,00. Essas intervenções podem ser visualizadas na
Figura 7, anteriormente apresentada.
A proposta contida no programa BID Pantanal, visará: a complementação da SB
14 e 15; execução da SB 20 (lado direito do Coxipó) e interligação dos sistemas
isolados da COPHEMA, São Gonçalo e Jardim Presidente à ETE D. Aquino. Além
disso propõe a reabilitação do sistema do CPA para atender os bairros Novo Mato
Grosso, Novo Paraíso, 1o de Março e adjacências, e a ampliação das unidades da
Morada do Ouro para receber o bairro Tancredo Neves. Os investimentos previstos
nesses programas buscarão atender a uma cobertura de 80% em relação à coleta e
tratamento de todo o esgoto produzido na cidade de Cuiabá.
2.4.5. Diluição de Esgotos Industriais
A atividade industrial predominante na bacia concentra-se em indústrias ligadas
à agroindústria (beneficiamento de arroz e soja) e pecuária (frigoríficos). No Quadro 4
encontram-se identificados os tipos de indústria, as cargas produzidas e os pontos de
lançamentos localizados nos principais tributários do rio Cuiabá, nesse trecho.
A previsão da parcela real de cargas que são lançadas no rio Cuiabá, oriundas
das indústrias, não é de fácil verificação, uma vez que FEMA não disponibiliza os dados
operacionais da eficiência apresentadas pelos sistemas.
27
Quadro 4 -Cargas Produzidas por Algumas das Principais Indústrias na Bacia do Rio Cuiabá, Cuiabá – Mato Grosso - 2000.
Cidade Tipo de Indús tria Tipo de Tratamento Rem (KgDBO/dia)
Carga Acum. (%)
local de Lançamento
Cuiabá Extração de óleos vegetais
Fossa Séptica/, Trat Primário e Secundário
107,00 99,37 Rio Arica -Açu
Cuiabá Esmagamento de soja Lagoa de estabilização 14,7 100
Córrego sem nome
Cuiabá Extração de óleo vegetal Lagoa de estabilização
Rio Aricá -Açu
Cuiabá
Fabrica de cerveja e/ou refrigerantes 02 fab. De cerveja e/ou refrigerante
Reator Anaeróbio e Lagoa de estabilização
5.846,4 33,55 Rio Cuiabá
Cuiabá Laticínio Tanque de aeração e leito de secagem
291,8 97,41 Rio Arica -Açu
Cuiabá Beneficiamento de couro e pele
Fossa Séptica/lagoa aerada e L.Mat
386,0 95,80 Córrego Formigueiro
Cuiabá Abatedores bovinos Lagoa Anaeróbia a Facultativas
3.300,00 76,4 Rio Cuiabá
V. Grande Ext. de óleo vegetal Lagoa de Estabilização 14,7 100 córrego sem nome
V. Grande Laticínio Tanque de .Aeração 291,8 97,41 R. Arica-Açu
V. Grande Ind. Química Lodos Ativados e. Lagoa Facultativa
4,0 -
V. Grande Laticínio Filtro Anaeróbio 28,2 99,73 R. Cuiabá
Várzea Grande
Beneficiamento de couro e pele Benef. de leite Abate de bovinos f. de refrigerante abate de aves abate bovinos
Sistema em Implantação
4.173,0 57,50 Rio Cuiabá
Fonte: PCBAP (1997) e Cadastro FEMA.
28
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
A água, elemento essencial para garantia da vida nos ecossistemas é um dos
constituintes básicos do sistema que compõem o Planeta Terra, cobrindo 77% da sua
superfície. Esse volume encontra-se distribuído nos diferentes reservatórios de água da
terra, onde 97,5% referem-se aos oceanos e mares e somente 2,5% são de água doce. A
maior parcela dessa água doce, 68,9%, formam as calotas polares, as geleiras e neves
eternas que cobrem os cumes das montanhas mais altas da terra. Dos percentuais
restantes, 29,9% constituem as águas subterrâneas doces, estando aí incluída a umidade
dos solos, cerca de 0,9% representam as águas do pântano e apenas 0,3% compõem as
águas dos rios e lagos, parcela mais facilmente aproveitada para atender as demandas e
necessidades sociais e econômica s da humanidade nos diferentes usos
(SHIKLOMANOV, 1990).
Essas águas encontram-se em permanente movimento, constituindo, assim, o
chamado ciclo hidrológico, onde a água em estado líquido ou sólido é transformada em
vapor pela energia solar que atinge a superfície da terra depositando-se nos oceanos,
mares, continentes e ilhas. Sobe, então, à atmosfera, onde esfria progressivamente
dando origem às nuvens. Essas massas de água voltam a cair na terra, sob a ação da
gravidade, na forma de chuva, neblina e neve. REBOUÇAS (1999) pondera que todo
esse processo é caracterizado por um fluxo permanente de energia e de matéria, ligando-
se ao ciclo das águas, das rochas e da vida.
Esse mesmo autor enfatiza, ainda, que a compreensão sistêmica dos processos
cíclicos de energia e matéria na natureza, em geral, e das águas da terra, em particular,
constitui um dos grandes desafios das ciências hidrológicas e ambientais neste século.
Torna -se necessário transcender o pensamento mecanicista ao sistêmico que sustenta
29
não poder a totalidade de um sistema ser apreendida pelo estudo de suas partes, mas
dentro do contexto do todo maior agindo e interagindo de forma integrada.
HELLER et. al. (1996) reforçam que esses princípios fundamentam-se na
doutrina holística, amplamente aplicada às ciências ambientais, impondo uma
sistemática demanda por estudos multidisciplinares ou interdisciplinares que encontram
barreiras na definição das questões metodológicas para tratar de realidades complexas.
Essa visão holística tem fundamentado toda a concepção deste trabalho que é de utilizar
ferramentas para a gestão integrada da qualidade da água da bacia do rio Cuiabá,
adotando critérios e metodologias que permitam a interação de informações para
analisar e prognosticar os impactos dos diferente s usos dos recursos hídricos e da forma
de ocupação da bacia.
3.1. Água: Componente Institucional
A gestão das águas no Brasil passou por um período de grandes avanços desde o
final da década de 80 até a promulgação da Lei das Águas - no 9984, de 17.07.2000.
Esta lei é fundamentada em alguns princípios básicos, tais como: adoção da bacia
hidrográfica como unidade de planejamento; garantia do uso múltiplo dos recursos
hídricos; reconhecimento da água como um recurso finito, vulnerável e um bem de
valor econô mico, instituindo, assim, a cobrança pelo seu uso e previsão de uma gestão
descentralizada e participativa, com o deslocamento do poder de decisão para os níveis
hierárquicos locais e regionais do governo, e a participação dos usuários, da sociedade
civil organizada, das ONG’s e outros agentes através dos comitês de bacia.
Com esta lei, foram ainda definidos cinco instrumentos para o gerenciamento
das águas no país, com o objetivo de promover a gestão e o controle dos recursos
hídricos, todos eles dependentes de bases sólidas de dados. No primeiro grupo,
encontram-se o plano de recursos hídricos e o enquadramento dos corpos d’água que
respondem pela gestão quantitativa e qualitativa da água. São instrumentos que
fortalecem a relação entre a gestão dos recur sos hídricos e do meio ambiente, a partir da
formulação de metas de qualidade a serem alcançadas, tomando como base a Resolução
CONAMA 20. No segundo grupo, estão a outorga e a cobrança, elementos relevantes de
controle dos usos desses recursos hídricos. O quinto instrumento é o sistema nacional de
30
informações, destinado a coletar, organizar, criticar e difundir a base de dados relativos
aos recursos hídricos.
MAGRINI & SANTOS (2001) enfatizam que com a promulgação da lei das
águas, foram introduzidas muda nças radicais na concepção da gestão ambiental e nos
instrumentos tradicionalmente aplicados por esta lei, principalmente no rompimento do
conceito de gestão vigente, calcado na divisão político-administrativa e na utilização de
instrumentos de comando-controle.
MAGALHÃES JUNIOR (2000) fez um uma vasta revisão do estado da arte do
monitoramento das águas no país, enfocando não apenas o processo evolutivo da gestão
dos recursos hídricos como também o papel que as instituições vêm desenvolvendo e as
atividades a elas atreladas. Enfatiza a necessidade de se ter uma base sólida de dados
para a gestão das águas, sob pena de se gerenciar algo que não se conhece. Dentro desse
cenário, o autor destaca a participação das universidades que, através de seus projetos
de pesquisa, reativam e integram a rede de monitoramento da água existente nas
diversas regiões do país.
Toda essa rápida mudança verificada no setor gerou um novo ordenamento
institucional, iniciado com a aprovação da Lei 9.433, de 8.01.1997, que instituiu a
Política Nacional de Recursos Hídricos e culminou com a criação da Agência Nacional
das Águas –ANA, Lei 9.984, de 17.07.2000. Essa agência, diretamente vinculada ao
Ministério de Meio Ambiente, possui autonomia administrativa e financeira e é
responsável pela implementação dos instrumentos de ação para controle e regulação do
uso dos recursos e do lançamento de poluentes que afetam o meio ambiente.
Acompanhando essa evolução no setor, o estado de Mato Grosso teve a sua Lei
no 6.945 aprovada, em 05.11.1997, onde é definida como órgão gestor a Fundação
Estadual do Meio Ambiente, não apresentando na composição do seu sistema a criação
da agência de bacias, conforme previsto em lei a nível nacional.
3.2. Água: Qualidade e Deterioração
Os conceitos de qualidade da água e poluição estão comumente interligados.
Porém, a qualidade da água reflete sua composição quando afetada por causas naturais e
31
por atividades antropogênicas. A poluição, entretanto, decorre de uma mudança na
qualidade física, química, radiológica ou biológica do ar, água ou solo, causada pelo
homem ou por outras atividades antropogênicas que podem ser prejudiciais ao uso
presente, futuro e potencial do recurso. BRANCO (1991) salienta a dificuldade de se
definir com precisão o que se entende por ca racterísticas naturais ou o que são
alterações significativas.
O crescimento da demanda mundial por água de boa qualidade, a uma taxa
superior à da renovabilidade do ciclo hidrológico, é de consenso mundial e esse
crescimento tende a se tornar uma das maiores pressões antrópicas sobre os recursos
naturais do planeta, neste século. Essa demanda aumentou mais de seis vezes entre 1900
e 1995 e mais que o dobro das taxas de crescimento da população e continua a crescer
rapidamente com a elevação de consumo dos setores agrícola, industrial e residencial
(WHO, 1997).
TUCCI (2000) considera que as condições atuais de disponibilidade x demanda
mostram que na média e, na maior parte do território brasileiro, não existe déficit de
recursos hídricos, no entanto, observam-se situações desfavoráveis em períodos de
estiagem no semi-árido brasileiro e em cidades de médio e grande porte. Ressalta, ainda,
que as grandes concentrações brasileiras apresentam condições críticas de
sustentabilidade, devido ao excesso de cargas de poluição doméstica e industrial e à
ocorrência de enchentes urbanas, que contaminam os mananciais. As cidades de São
Paulo e Recife exemplificam bem o quadro acima relatado, onde a primeira importa a
maior parte da água da bacia do Piracicaba, devido à contaminação dos seus
mananciais, e a segunda enfrenta constantes racionamentos.
A diversidade e o número de fontes existentes e o potencial de contaminação
química dos corpos d’água são bem grandes. HOLT (2000) aponta que se por um lado a
industrialização e urbanização, juntamente com a intensificação das atividades
agrícolas, têm resultado no aumento da demanda da água, por outro lado aumentam a
contribuição de contaminantes nos corpos d’água. As maiores e mais significativas rotas
de contaminação são ocasionadas por emissões diretas e indiretas dos esgotos tratados e
não-tratados, escoamento e deposição atmosférica e pelo processo de lixiviação do solo.
32
NOVOTNY et al. (1993) reforçam que a urbanização provoca alterações na
composição atmosférica, nos aspectos quantitativos e qualitativos dos corpos receptores
e outros corpos d’ água e no solo da bacia. Os autores enfatizam, ainda, que os sistemas
ecológicos nativos são substituídos por uma ecologia urbana. Emissões de resíduos
aumentam drasticamente e as fontes dessas contaminações são diversas, tais como:
indústrias, sistemas de coleta e tratamento de efluentes domésticos, coleta e disposição
de resíduos sólidos (aterros, lixões), deposição de detritos e restos de materiais diversos.
O destino das emissões dos contaminantes nos corpos d’água depende não
somente da quantidade de substância emitida, mas das características e dos processos de
transporte, dispersão e transformação (biodegradação, hidrólise, fotólise) que ocorrem
dentro de um corpo receptor.
3.2.1. Poluentes da Água e suas Fontes
As variedades de poluentes lançados nos corpos d’água podem ser agrupadas em
duas grandes classes: pontual e difusa, conforme observado na Figura 8. Os resíduos
domésticos e industriais constituem o grupo das fontes pontua is por se restringirem a
um simples ponto de lançamento, o que facilita o sistema de coleta através de rede ou
canais. Em geral, a fonte de poluição pontual pode ser reduzida ou eliminada através de
tratamento apropriado para posterior lançamento em um cor po receptor. Já as fontes
difusas caracterizam-se por apresentarem múltiplos pontos de descarga resultantes do
escoamento em áreas urbanas e ou agrícolas e ocorrem durante os períodos de chuva,
atingindo concentrações bastante elevadas dos poluentes. A redução dessas fontes
geralmente requer mudanças nas práticas de uso da terra e na melhoria de programas de
educação ambiental.
33
Fonte: adaptado de DAVIS et. al (1998) Figura 8 - Fontes de Poluição Pontual e Difusa em Bacias Urbanas.
As principais categorias de poluentes que compõem cada classe, conforme
definido por DAVIS et al. (1998), podem ser observadas no Quadro 5, onde os
poluentes de maior representatividade incluem: material orgânico que causa a
deficiência de oxigênio nos corpos d’água; nutrientes, que provocam o excessivo
crescimento de algas nos lagos, reservatórios, rios e mares; os organismos patogênicos;
material em suspensão; metais pesados; material orgânico tóxico e calor. Este estudo
concentrou-se na análise das categorias presentes nas fontes pontuais, decorrentes do
lançamento dos esgotos domésticos, muito embora uma caracterização dos efluentes
industriais tenha sido levantada na bacia.
Quadro 5 - Categoria dos Maiores Poluentes por Principais Fontes. Fontes Pontuais Fontes Difusas
Categoria dos Poluentes Esgoto Doméstico
Esgoto Industrial
Escoamento Agrícola
Escoamento Urbano
Material Orgânico 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)
O material orgânico define-se como qualquer composto que pode ser oxidado no
corpo receptor com consumo do oxigênio molecular. Este ma terial é geralmente
composto por matéria orgânica biodegradável, mas inclui certos compostos inorgânicos.
O consumo de oxigênio dissolvido - OD é uma ameaça às formas de vida aquática que
34
dependem do oxigênio para viver. Os níveis críticos de oxigênio variam entre espécies
mais exigentes, como as trutas que requerem cerca de 7,5 mg/l de OD, até as menos
exigentes, como as carpas e cascudos (peixe da região) que podem sobreviver com até
3,0 mg/l.
O nitrogênio e o fósforo, presentes nos rios e lagos, constituem dois nutrientes
básicos que dão suporte à cadeia alimentar. Os problemas advindos do aumento dessas
concentrações refletem na proliferação de algas, no efeito tóxico da amônia nos peixes e
nos deficits de oxigênio consumido nesse processo. A severidade da poluição é
governada pela intensidade dos poluentes e pela capacidade de assimilação dos corpos
d’água, que dependem das condições físicas, químicas e biológicas.
A presença dos coliformes está relacionada ao potencial de contaminação da
água por patogênicos. Essas bactérias não são normalmente patogênicas, mas são
organismos de presença obrigatória, em grande número, nos intestinos humanos, e,
portanto, na matéria fecal, sendo, assim, utilizadas como organismos indicadores de
contaminação fecal.
A severidade da poluição não é determinada apenas pela intensidade desses
poluentes, mas pela capacidade de assimilação dos corpos d’água, que dependem das
interações entre condições físicas, químicas e biológicas desse ambiente. A ação
antropogênica sobre o me io aquático tem se despontado como uma das maiores
responsáveis por essas alterações, considerando que os rios vêm sendo, ao longo dos
anos, utilizados como depositários de rejeitos. Os esgotos domésticos contribuem com
elevadas cargas orgânicas, as indústrias com uma série de compostos sintéticos e metais
pesados e as atividades agrícolas respondem pela presença de pesticidas e excesso de
fertilizantes na água. Segundo BRANCO et al. (1991), as alterações da qualidade da
água representam uma das maiores evidências do impacto das atividades humanas sobre
a biosfera.
3.2.2. Variáveis da Qualidade da Água e Padrões Ambientais
Neste item será feita a caracterização dos principais parâmetros analisados neste
estudo, seus conceitos e definições, enfatizando-se, ainda, os aspectos naturais de cada
um deles sem a influência e interferência da ação antrópica. Serão destacados, ainda, os
35
efeitos da poluição, sob o ponto de vista de diversos autores, e os limites estabelecidos
pela Resolução CONAMA 20, que fixa valores para os padrões de diferentes classes de
um corpo receptor. O Quadro 6 apresenta os limites para um rio de Classe II e ainda,
sobre os usos a que se destinam essas águas.
Quadro 6 - Alguns Parâmetros Físico-Químicos e Microbiológicos da Resolução 20 - CONAMA. Parâmetro Resolução CONAMA 20 – Classe 2 Águas Destinadas Sabor/odor Não objetável PH 6,0 – 9,0 Cor aparente (mg Pt/L e UH) 75 Oxigênio dissolvido (mg de O2/L) >5 Turbidez UT <100 DBO 5 (mg de O2/L) 5 Nitratos (mg N/L) 10 Nitrito (mg de N/L) 1 Sólidos dissolvidos (mg/L) 500 Sulfatos (mg SO4
2-/L) 250 Coliformes totais (UFC/100ml) 5.000 Coliformes fecais (UFC/100ml) 1.000
- ao abastecimento doméstico, após tratamento convencional; - à proteção das comunidades aquáticas; - à recreação de contato primário (esqui aquático, natação e mergulho); - à irrigação de hortaliças e plantas frutíferas; - à criação natural e/ou intensiva (aqüicultura) de espécies destinadas à alimentação humana.
3.2.1.1. Temperatura da Água
A temperatura da água pode influir no retardamento ou aceleração da atividade
biológica, na absorção de oxigênio e precipitação de compostos. Quando se encontra
ligeiramente elevada, resulta na perda de gases pela água, gerando odores e
desequilíbrio ecológico (SPERLING, 1996).
3.2.1.2. Turbidez
A presença de partículas em suspensão, que causam a turbidez, ou de
substâncias em solução, relativas à cor, pode concorrer para o agravamento da poluição.
A turbidez limita a penetração de raios solares, restringindo a realização da fotossíntese
que, por sua vez, reduz a reposição do oxigênio. Segundo BRANCO (1993), a
precipitação dessas partículas perturba o ecossistema aquático. A Resolução CONAMA
estabelece que o limite de turbidez para um rio classe II é de 100 UT.
36
3.2.1.3. Sólidos
A quantidade e a natureza da matéria dissolvida e não-dissolvida que ocorre no
meio líquido varia grandemente. Nas águas potáveis, a maior parte da matéria está na
forma dissolvida e consiste principalmente de sais inorgânicos, pequenas quantidades de
matéria orgânica e gases dissolvidos. O conteúdo de sólidos totais geralmente varia de
20 a 1000mg/l e o limite estabelecido pela Resolução CONAMA é de 500mg/l para os
sólidos dissolvidos totais.
BRANCO (1983) ressalta que todos os contaminantes da água, com exceção dos
gases dissolvidos, contribuem para a carga de sólidos, os quais podem ser classificados
pelas suas características físicas (suspensos e dissolvidos) e químicas (orgânicos e
inorgânicos). Segundo o mesmo autor, os sólidos voláteis representam uma estimativa
da matéria orgânica nos sólidos, ao passo que os sólidos fixos caracterizam a presença
de matéria inorgânica ou mineral. Entretanto, a APHA (1997) salienta que as
determinações de sólidos fixos e voláteis não se distinguem exatamente entre materiais
orgânicos e inorgânicos porque a perda de peso pelo aquecimento não se limita ao
material orgânico, incluindo, também, perda por decomposição ou volatilização de
alguns sais minerais como: carbonatos, cloretos, sulfatos, sais de amônio, entre outros.
3.2.1.4. Condutividade
A condutividade elétrica de uma solução é a capacidade desta em conduzir a
corrente elétrica. ESTEVES (1988) salienta que esta variável é de grande importância,
visto que pode fornecer informações tanto sobre o metabolismo do ecossistema
aquático, como da produção primária (redução dos valores) e decomposição (aumento
dos valores), como sobre outros fenômenos que ocorram na sua bacia de drenagem. Isso
permite identificar os íons mais diretamente responsáveis pelo aumento da
condutividade nas águas. Alguns fatores podem influenciar na composição iônica dos
corpos d’água, como a geologia da bacia e o regime das chuvas. A condutividade
detecta, ainda, as fontes poluidoras nos ecossistemas aquáticos e as diferenças
geoquímicas do rio principal e seus afluentes.
37
3.2.1.5. Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO
Essa variável representa a medida da quantidade de oxigênio necessária para
oxidar a matéria orgânica contida na água, mediante processos biológicos aeróbicos. A
DBO5 é convencionalmente usada, pois considera a medida a 5 dias, incubada a 20oC,
associada à fração biodegradável dos componentes orgânicos carbonáceos. O valor
fixado pela Resolução para um rio classe II é de 5,0 mg/l.
3.2.1.6. Demanda Química de Oxigênio - DQO
A Demanda Química de Oxigênio (DQO) está relacionada com a matéria
orgânica e seu potencial poluidor. É uma medida da quantidade de oxigênio consumido
pela oxidação química de substâncias orgânicas presentes nas águas (SPERLING,
1995).
3.2.1.7. Cor
A cor da água resulta da existência de substâncias em solução provenientes
principalmente dos processos de decomposição que ocorrem no meio ambiente,
podendo também estar associada à presença de alguns íons metálicos como ferro e
manganês, plâncton, macrófitas ou de despejos coloridos contidos em esgotos
industriais. MOTA (1996) ressalta que a cor pode, ainda, ocorrer devido ao material em
suspensão presente na água, oriundo, na grande maioria, da lavagem do solo. Essa
coloração é dita aparente e por esse motivo as águas superficiais estão mais suscetíveis a
apresentarem cor do que as águas subterrâneas.
As águas naturais possuem cor que varia entre zero e 200 unidades, pois acima
disso já seriam águas de brejo ou pântano, com altos teores de matéria orgânica
dissolvida. Coloração abaixo de 10 unidades é quase imperceptível. A coloração das
águas naturais pode variar em função das características e das substâncias presentes.
Substâncias orgânicas como os taninos produzem a cor marrom transparente, as algas,
cor verde e a suspensão de argilas, cor amarelo - avermelhada. No Brasil, a Resolução
CONAMA 20, de 18/06/86, aceita para água bruta até 75 unidades de cor para receber
tratamento convencional e depois ser distribuída em sistemas urbanos, não devendo
38
mostrar cor superior a 5 unidades, conforme estabelece a Portaria 36, do Ministério da
Saúde, e, mais recentemente, a Portaria 1469, de 29/1/2000.
3.2.1.8. pH
pH, termo usado para expressar a intensidade da condição ácida (H+) ou alcalina
(OH -) de uma solução, em termos de concentração de íons de hidrogênio H+ é definido
como o logaritmo negativo da concentração molar de íons de hidrogênio.
pH = - log [H+]
De acordo com ESTEVES (1988), o pH pode ser considerado uma das variáveis
ambientais mais importantes e complexas de se interpretar, devido ao grande número de
fatores que podem influenciá -lo. Em geral, nas águas naturais o pH é alterado pelas
concentrações de íons H+ originados da dissociação do ácido carbônico, que gera
valores baixos de pH e das reações de íons de carbonato e bicarbonato com a molécula
de água, que elevam os valores de pH para a faixa alcalina.
O pH da grande maioria dos corpos d’água varia entre 6 e 8. Ecossistemas que
apresentam valores baixos de pH têm elevadas concentrações de ácidos orgânicos
dissolvidos de origem alóctone e autóctone. Nesses ecossistemas, são encontradas altas
concentrações de ácido sulfúrico, nítrico, oxálico, acético, além de ácido carbônico,
formado, principalmente, pela atividade metabólica dos microorganismos aquáticos. A
resolução CONAMA 20 define para um rio classe II um pH variando de 6 a 9.
3.2.1.9. Alcalinidade
A alcalinidade representa a capacidade que um sistema aquoso tem de
neutralizar ácidos. Embora muitos compostos possam contribuir para o incremento
desse constituinte na água, a maior fração deve -se principalmente aos bicarbonatos. A
alcalinidade da água não apresenta implicações para a saúde pública, sendo apenas
considerada desagradável ao paladar.
As variáveis alcalinidade, pH e teor de gás carbônico encontram-se relacionadas
entre si na natureza. O pH é a medida da concentração hidrogeniônica da água ou de
39
outra solução, sendo controlado pelas reações químicas e pelo equilíbrio entre os íons
presentes. É essencialmente uma função do gás carbônico dissolvido e da alcalinidade
da água (FEITOSA et al. , 1997).
3.2.1.10. Nitrogênio
O nitrogênio, um dos elementos mais importantes no metabolismo de
ecossistemas aquáticos, possui uma química complexa, em virtude dos vários estágios
que pode assumir e impactos que a mudança do estado de oxidação pode trazer sobre os
organismos vivos, fenômeno melhor compreendido com o estudo do ciclo do
nitrogênio. SAWYER (1985) descreve esses estágios, enfatizando que a atmosfera serve
como um reservatório no qual o nitrogênio é constantemente renovado pela ação da
descarga elétrica e pela fixação das bactérias. Durante essas descargas, grandes
quantidades de nitrogênio oxidam-se a N2O5 e a sua união com a água produz HNO3,
normalmente carreado para a terra na chuva. Os nitratos são também produzidos pela
oxidação direta do nitrogênio ou da amônia e encontram-se também nos fertilizantes
comerciais.
Dessa forma, a presença de nitrogênio no meio aquático pode originar-se das
fontes naturais de nitrogênio, tais como: chuva, mater ial orgânico e inorgânico de
origem alóctane, de esgotos domésticos e industriais e da drenagem de áreas
fertilizadas. As formas em que o nitrogênio apresenta-se nos ambientes aquáticos
podem ser: nitrato (NO3), nitrito(NO2), amônia (NH3), íon amônio(NH4), óxido nitroso
(N2O), nitrogênio molecular (N2), nitrogênio orgânico dissolvido (aminas, aminoácidos
etc) e nitrogênio orgânico particulado (bactérias, fitoplâncton, zooplâncton e detritos).
As diferentes formas dos compostos de nitrogênio encontradas no meio aquático
podem ser utilizadas como indicadores da qualidade sanitária das águas. MOTA (1995)
salienta que nitrogênio orgânico e amônia estão associados a efluentes e águas recém-
poluídas. Com o passar do tempo, o nitrogênio orgânico é convertido em nitrogênio
amoniacal e, posteriormente, se condições aeróbias estão presentes, a oxidação da
amônia acontece transformando-se em nitrito e nitrato. Conforme ressalta SPERLING
(1996), em um corpo d’água, a determinação da parcela predominante de nitrogênio
pode fornecer informações sobre o estágio da poluição. Os compostos de nitrogênio, na
40
forma orgânica ou de amônia, referem-se à poluição recente, enquanto que nitrito e
nitrato à poluição mais remota. A Resolução CONAMA estabelece limites para amônia
não-ionizável NH3, de 0,02 mgN/l, Nitrato, 10 mgN/l, e Nitrito, 1,0 mgN /l.
3.2.1.11. Fósforo
Segundo ESTEVES (1988), o fósforo encontra-se nas águas naturais e residuais,
quase exclusivamente na forma de fosfato. FEITOSA et al. (1997) enfatizam que,
devido à ação dos microrganismos, a concentração de fósforo pode ser baixa (< 0,5
mg/l) em águas naturais e valores acima de 1,0 mg/l são geralmente indicativo de águas
poluídas. O fósforo, por via antropogênica, é acrescido às águas por derivados de
detergentes, inseticidas e pesticidas.
3.2.1.12. Coliformes
De acordo com SANCHEZ (1999), as bactérias do grupo coliforme constituem o
indicador de contaminação fecal mais comum, sendo empregadas como parâmetro
bacteriológico básico na caracterização e avaliação da qualidade das águas em geral.
Recentemente vários autores vêm sugerindo a utilização apenas da bactéria E. coli como
indicadora de poluição fecal, embora FISHER et al. (2000) tenham encontrado cepas de
E. coli em áreas de reserva florestal (ambientes protegidos da ação antrópica), o que
sugere que a mesma possa ser de origem autóctone.
3.3. Água: Componente Integrado de Gerenciamento
Estudos buscando estimar as mudanças na qualidade da água, em resposta ao
processo de urbanização em bacias urbanas, têm sido desenvolvidos, a partir da
combinação das tecnologias: computacionais, de sensoriamento remoto,
geoprocessamento e de modelos matemáticos e estatísticos aliados à disponibilidade de
base múltipla de dados, tais como: de imagens, de qualidade de água, hidrológicos e
biofísicos.
SLIVA et al. (2001) comentam que o uso de ferramentas analíticas como o
sistema de informação geográfica e estatísticas multivariadas permite lidar com
41
complexas interações e tem se tornado comum no gerenciamento de bacias
hidrográficas. Contudo, sua eficácia depende da qualidade e quantidade de dados de
campo, que, em geral, tendem a ser esparsos, principalmente quando se trata de sub-
bacias inteiras. Os autores afirmam, ainda, que as bases de dados geradas por
instituições governamentais com a finalidade de monitoramento podem ser úteis para
um entendimento inicial dos processos e de interações que venham a ocorrer dentro da
bacia e para mostrar pesquisas mais detalhadas, úteis aos planos de gerenciamento.
FERRIER et al. (2001) sugerem quatro estágios necessários para estabelecer o
gerenciamento sustentável de uma bacia: determinar o estado atual do ambiente e
identificar as forças dominantes de mudanças; estabelecer um limite específico acima
do qual danos ecológicos são prováveis de ocorrer; prognosticar a possível extensão
temporal e espacial do problema, usando características locais, e desenvolver planos de
gerenciamento apropriados através da utilização de cenários múltiplos de avaliação.
Para atingir esses estágios, é necessário utilizar ferramentas que permitam
agrupar um grande número de informações decorrentes de estudos da variação
qualitativa e quantitativa dos recursos hídricos, envolvendo uma função multivariada
dos aspectos climatológicos, geomorfológicos, antrópicos, entre outros, de forma que
possibilite pronta interpretação e reconhecimento das tendências ao longo do tempo e do
espaço.
3.3.1. Análises Estatísticas
O conhecimento dos processos hidroquímicos e da poluição são, em geral,
obtidos a partir de pesquisas e de longos programas de monitoramento da qualidade da
água, que resultam na determinação de um grande número de variáveis, muitas vezes
subutilizadas ou mesmo de difícil interpretação. Essa situação tem sido percebida em
muitos órgãos ambientais e instituições de pesquisa que lidam com grande número de
dados de natureza diversa, o que requer a utilização de métodos adequados que
possibilitem a sua máxima exploração. Conforme observado por VIDAL (2000), na
maioria dos casos, restringem-se a simples comparação com os padrões ambientais.
VEGA et al. (1998) enfatizam a crescente utilização de análises estatísticas
multivariadas e exploratórias no tratamento de dados ambientais, como uma forma de
42
reduzir a dimensionalidade do problema e facilitar a interpretação sem perda de
informações importantes. Além desses, outros métodos são comumente utilizados na
fase de aprofundamento, como os testes de hipóteses e análises de séries temporais.
NASCIMENTO et al. (1996) apresentam uma revisão da aplicação dessas técnicas
dentro da área de Engenharia Sanitária e Ambiental, enfocando as potencialidades,
limites e restrições do emprego desses métodos.
As análises multivariadas abrangem uma grande diversidade de técnicas
(ADAMS, 1998; OTTO, 1998; JONHSON et al. , 1992), tais como: aná lises de cluster,
de componentes principais (ACP), discriminantes e análises de redes neurais, todas
denominadas técnicas de identificação padrão, largamente aplicadas em estudos de
avaliação de contaminação dos recursos hídricos causados tanto por fontes pontuais
como difusas (VIDAL et al. 2000). Além desses, outros métodos como testes de
hipóteses, análises de séries temporais, de variância e regressão são comumente
utilizados na fase de aprofundamento analítico.
A Análise de Componentes Principais, considerada uma das técnicas mais
poderosas e comuns, é usada para reduzir a dimensionalidade de grandes conjuntos de
dados sem perda da informação. Matematicamente, a ACP pode ser definida como
combinações lineares de variáveis aleatórias com propriedades especiais em termo da
variância. Essa técnica tem por objetivo identificar um novo conjunto de variáveis
(Y1,Y2,..Yn) como combinações lineares das variáveis originais (X1,X2,..Xn), tal que
os primeiros termos (Y1,Y2 e no máximo Y3) expliquem grande parte da variação dos
dados e tenham interpretação prática. Busca-se, nesse procedimento, a obtenção de
novas coordenadas que tenham variância máxima e que não sejam correlacionadas entre
si (BOLLMAM et al. , 2000).
Sua aplicação tem sido largamente difundida nos últimos anos, devido à
necessidade de se ter uma redução drástica dos dados para análise e tomada de decisão.
BERZAS et al. (2000); VIDAL et al. (2000); VEGA et al. (1998); CAMARGO et al.
(1995) e ESTEVES et al. (1995) aplicaram essa técnica para reduzir o número de
variáveis utilizadas e avaliar as variações espaciais e temporais da qualidade das águas
em diferentes bacias. BRAUNER (2000) comenta que as ACP são frequentemente
utilizadas para reduzir a dimensionalidade dos dados espaciais e eliminar a correlação
que possa existir entre certas variáveis pela transformação das variáveis originais em
43
variáveis ortogonais. BOLLMANN et al. (2000) salientam, ainda, que um dos objetivos
iniciais da ACP é verificar se uns poucos componentes explicam a maior parte da
variância dos dados. Se isso ocorrer, pode-se reduzir a dimensão dos dados, o que
permite compreender melhor a aproximação dos dados (análise de agrupamento) e as
correlações entre as variáveis para sua seleção e redução dos dados através de eixos
explicativos e representação gráfica. Apesar dessas vantagens mencionadas, esses
autores enfatizam que vários problemas podem ocorrer na aplicação dessa técnica,
principalmente na interpretação dos resultados, já que nem sempre os novos
componentes podem apresentar uma explicação prática e clara.
A ACP origina de uma matriz de covariância que descreve a dispersão dos
múltiplos parâmetros medidos para obter autovalores e autovetores. As combinações
lineares das variáveis originais e de autovetores resultam em novas variáveis chamadas
componentes principais. A rotação dos eixos definidos pelas ACP produz novos grupos
de variáveis denominados varifatores e este último procedimento é conhecido como
análise fatorial (AF). Os aspectos básicos associados à ACP/AF são a redução e o
agrupamento dos dados.
A análise de cluster, também chamada de método de identificação não
supervisionado, engloba uma grande variedade de técnicas para análise exploratória dos
dados. Um de seus principais objetivos é agrupar objetos (casos) dentro de classes
(grupos), sendo os objetos dentro de uma classe similares, mas diferentes daqueles de
outras classes. As características das classes só são conhecidas posteriormente, a partir
do estudo dos dados.
Existem duas grandes categorias utilizadas na análise de cluster: métodos
hierárquicos e não-hierárquicos. O primeiro compreende uma forma seqüencial de
agrupamento, iniciando com os mais simples pares de objetos até formar conjuntos
(grupos) maiores, passo a passo. A similaridade entre duas amostras é geralmente dada
pela distância euclidiana e essa distância pode ser representada pela diferença entre os
valores analíticos de ambas as amostras (OTTO, 1998). Os métodos não-hierárquicos,
incluindo Fuzzy, avaliam a distribuição global dos pares dos objetos e, então, os
classificam dentro de um dado número de grupos, com isso um número inicial de cluster
deve ser assumido. Em qualquer um dos métodos, o processo de formação e junção dos
agrupamentos é repetido até um simples cluster conter todos as amostras. O resultado
44
pode ser visto a partir de um dendograma que apresenta um resumo do processo de
agrupamento e da proximidade dos grupos. Muitas aplicações de análises de cluster para
avaliação da qualidade da água têm sido reportadas (BERZAS et al. 2000; VEGA et al.
1998).
Além dessas técnicas multivariadas, outros métodos, matriz de correlação e
análises de séries temporais, são largamente aplicados no estudo de dados relativos à
área ambiental.
A matriz de correlação examina a associação entre variáveis para tentar
estabelecer a importância de cada uma como um determinante do comportamento da
variável dependente que se quer estudar. Os procedimentos mais usuais empregados são
o da correlação duas a duas e o da correlação de uma variável com uma combinação
linear das outras. BOLLMANN et al. (2000) ponderam que, mais recentemente, o uso
da matriz de correlações tem ganhado uma nova ênfase na escolha de indicadores
ambientais e por isso essas aplicações podem ser observadas em vários estudos.
A análise de séries temporais é constituída por uma seqüência de observações
ordenadas no tempo de uma determinada variável, característica de um certo
experimento ou processo natural. Em geral, a série é composta de uma componente
estocástica, superposta a uma componente determinística. A primeira está associada a
variações irregulares ou aleatórias e a segunda a variações sazonais. BOX et al. (1994) e
PRIESTLEY (1981) salientam que existe uma série de modelos e testes apropriados ao
estudo e à previsão de séries temporais.
3.3.2. Sensoriamento Remoto
O sistema de aquisição de dados por sensoriamento remoto é composto por uma
fonte de energia eletromagnética, por um sensor que transforma a energia proveniente
do alvo em sinal e por um analisador que transforma esse sinal em dados digitais. Dos
sistemas operacionais existentes, LANDSAT- TM ( Thematic Mapper) é o mais
utilizado, pois considera a disponibilidade de dados comparáveis desde 1984 e a
cobertura completa da superfície terrestre em intervalos regulares.
45
A aplicação do sensoriamento remoto em estudo ambiental tem sido amplamente
utilizada, segundo GOKSEL (1998), CHANSENG et al. (2000), e se mostra como o
mais importante método para juntar informações sobre a cobertura da terra, sendo por
isso utilizado para monitorar as mudanças ocorridas dentro e nos limites do
desenvolvimento de áreas urbanas e rurais, já que permite acompanhar as mudanças
espaciais e temporais. O uso de imagens de satélite no contexto urbano tem sido
preferencialmente ligado a estudos de microclima, por exemplo mapeamento de ilhas de
calor, e à produção de mapas de cobertura e uso da terra. Porém, alguns autores
RICHARDS (1993) e RIDD (1995) sugerem que mais informações biofísicas podem ser
extraídas como índices de superfícies impermeabilizadas.
O processamento e classificação de dados digitais de satélite podem ser
realizados com softwares específicos de processamento de imagens, disponibilizando
ferramentas de georeferenciamento, correção radiométrica e diversos algoritmos de
classificação e pós-cla ssificação. A consecutiva manipulação dos resultados, sua
sobreposição com outros dados espaciais e a integração com banco de dados
alfanuméricos são efetuadas a partir de softwares de Sistemas de Informação Geográfica
(FUNCATE, 1997).
3.3.2.1. Sistemas Disponíveis
Atualmente acham-se disponíveis imagens do tipo SPOT, Landsat e outros
satélites, sendo que cada uma registra diferenças tanto na resolução quanto no número
de bandas, altura da superfície e seqüência de dias de passagem. O sistema SPOT
caracteriza -se por apresentar uma resolução de 10 x 10 m em uma única banda, a uma
altura da superfície de 832 km e com passagens a cada 26 dias. O sistema Landsat
mostra uma resolução de 30 x 30 m, 7 bandas disponíveis e encontra-se a uma altura de
705 km da superfície, com passagens a cada 16 dias. Desenvolvido pela NASA já
lançou 7 satélites, sendo que o Landsat –5 esteve em operação de março de 1984 até
1999, e tinha a bordo dois sensores; o MSS (Multiespectral Scanner Subsystem) e o TM
(Thematic Mapper), porém só o TM encontrava-se em operação. O sexto não chegou a
operar e o sétimo teve início em 1999. O sistema atual, o Landsat – 7, cujo sensor é
46
chamado ETM ( Enhanced Thematic Mapper) possui, além de 7 bandas multiespectrais,
uma banda pancromática com resolução espacial de 15 m.
3.3.2.2. Etapas da Avaliação de Imagens de Satélites
3.3.2.2.1. Pré- processamento
As técnicas de pré-processamento envolvem as correções radiométricas e
geométricas das imagens, tendo a primeira o objetivo de eliminar ruídos e degradações,
devido aos efeitos atmosféricos e ao sistema sensor, e a segunda o de corrigir as
distorções, cujos efeitos podem ser considerados mais severos e estar relacionados a
alguns fatores como: rotação da terra durante a aquisição dos dados, taxa de varredura
de alguns sensores, curvatura da terra, sua rotação e a falta de linearidade de alguns
sensores (RICHARDS, 1986).
O processo de correção geométrica envolve basicamente duas etapas, sendo que
a primeira consiste na determinação da função que relaciona o sistema de referência ao
da imagem corrigida. utiliza um mapa registrando uma imagem de forma que seus
pixels se tornem georeferenciados a esse sistema, ou seja, através de valores de latitude
e longitude ou coordenadas cartesianas. A função aplicada à correção geométrica é
determinada a partir das coordenadas de pontos de controle na imagem a ser corrigida e
no sistema de referência utilizado. A segunda etapa baseia -se no cálculo por
reamostragem dos valores de nível cinza dos pixels na imagem corrigida, onde para se
determinar esses valores são utilizados métodos de interpolação dos pixels (da imagem
não-corrigida) mais próximos a ele. Os métodos de interpolação mais comuns são:
alocação do vizinho mais próximo, interpolação bilinear e convolução cúbica.
3.3.2.2.2. Classificação
A classificação digital de imagens compõe-se de um conjunto de procedimentos
que permite associar objetos (pixels ou regiões) presentes em uma imagem de um
conjunto pré-estabelecido de classes. No processo de classificação digita l, pixels ou
regiões da imagem são associados a uma classe previamente definida, que pode estar
baseada no valor do nível de cinza do pixel, na informação sobre sua vizinhança e na
distribuição dos níveis de cinza da imagem. Os métodos de classificação digital de
47
imagens podem ser supervisionados e não-supervisionados. No primeiro, são escolhidas
amostras de treinamento que correspondem a pequenas áreas, selecionadas da imagem
que pertence às classes de interesse, de onde se obtêm informações referentes aos níveis
de cinza dos seus pixels para o desenvolvimento da classificação. Dentre os vários
métodos de classificação, destacam-se o de máxima verossimilança, o mais utilizado, o
de classificação supervisionada de imagens e o de sensoriamento remoto, onde supõe-se
que os níveis de cinza dos pixels de cada classe sejam feitos a partir da probabilidade de
cada um pertencer às classes previamente definidas.
3.3.3. Modelo Matemático Qual 2E
3.3.3.1. Históricos dos Modelos
O uso de modelos matemáticos para simular as condições ambientais e as
interações com a qualidade da água em rios tem crescido drasticamente nas últimas
décadas. GASTALDINI (1982), citado em FISHER (1995), apresenta um histórico das
modificações e evolução dos modelos de simulação de OD/DBO e salienta que a grande
maioria dos modelos usados atualmente tem como precursor duas equações, propostas
por Streeter e Phelps. Essas equações são utilizadas para descrever o processo de
consumo de oxigênio, no momento que as cargas de DBO são lançadas nos rios, e a
capacidade de reaeração apresentada em função das suas características físicas após o
balanço entre OD e DBO. O modelo foi definido na forma de equações diferenciais
ordinárias de primeira ordem, aplicadas em rios de escoamento uniforme.
dC = -K1.L + K2.(Cs-C) dt dL = - K1.L
onde,
C - concentração de OD(mg/L)
Cs - concentração de saturação de OD (mg/l)
L - demanda bioquímica de oxigênio DBO (mg/l)
t - tempo (T)
K1 - coeficiente de desoxigenação (1/T)
K2 - coeficiente de reaeração (1/T)
48
O Quadro 7 apresenta uma listagem com a evolução cronológica dos modelos de
qualidade e as características inerentes a cada um deles, permitindo um conhecimento
de sua evolução e modificações propostas ao longo do tempo. As equações de Streeter e
Phelps sofreram modificações, a partir da década de 60, como descrito no mesmo
Quadro, que relaciona alguns autores como: CAMP (1963), DOBBINS (1964),
O`CONNOR (1967), DRESNACK et al. (1968) apud BITTENCOURT et al (1996) que
tiveram nessa clássica equação o marco inicial na área de modelagem.
Posteriormente, vários autores propuseram modelos de qualidade da água,
inserindo a interação de processos físico-químicos ainda não abordados ou
acrescentando termos novos às equações. GALTALDINI (1982) apresenta alguns dos
modelos propostos por FALKNER (1972), HUCK (1974) e WU (1979) apud
BITTENCOURT et al (1996), apenas com abordagens diferentes, algum termo de
modelos anteriores ou método de resolução das equações. FISCHER (1995) salienta que
os modelos DOSAG I e III, QUAL I e II tiveram fundamental importância no decorrer
das décadas de 70 e 80. A partir do QUAL II diferentes versões foram apresentadas,
com modificações que resultaram nos chamados QUAL -2E e QUAL-2E-UNCAS.
Os maiores avanços nos modelos ocorreram em virtude da utilização de métodos
numéricos e da chegada dos computadores. A introdução de técnicas de diferenças
finitas ao longo de séries temporais, associada às simulações de Monte Carlo, propiciou
uma variação ampla na formulação dos modelos que, mais recentemente, têm
incorporado análises de incertezas, a relação entre distribuição de freqüência e a
variação dos componentes do modelo (JAMES et al. , 1991).
Com a criação de um grupo de trabalho da Associação Internacional da
Qualidade da Água (IAWQ Task Group on River Water Quality), desenvolveu-se uma
base científica e técnica para se formular uma padronização consistente dos modelos de
qualidade da água e guias para sua implementação, com o objetivo de lidar com as
complexas interações causadas. Assim, torna -se imprescindível integrar modelos de
qualidade com modelos descrevendo efluentes emitidos por um sistema de drenagem e
esgoto. Este grupo apresentou importantes contribuições, revisando o estado da arte dos
modelos existentes (RAUCH, 1998), problemas e limitações atuais dos modelos
(SHANAHAN, et al., 1998) e o futuro dos modelos (SOMLYÓDY, 1998).
49
Quadro 7 - Lista dos Modelos de Qualidade de Água por Ordem Cronológica. Ano Modelo Características
1925 STREETER PHELPS Este modelo representa o balanço entre Oxigênio Dissolvido (OD) e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) definidos na forma de equações diferenciais ordinárias de primeira ordem.
1963 CAMP É um modelo de simulação de OD/DBO que modifica as equações originais adicionando os ter mos referentes à sedimentação e/ou resuspensão, DBO do escoamento superficial e fotossíntesse.
1964 DOBBINS Modelo de simulação, o OD/DBO apresenta-se na forma de equações diferenciais de segunda ordem, considerando os efeitos da demanda bentônica, fotossíntese e respiração no acréscimo da taxa de OD.
1967 O’CONNOR Este modelo de simulação OD/DBO utiliza uma equação onde os termos referentes a DBO carbonácea e DBO nitrificante estão separados.
1970 DOSAG I Modelo proposto pelo Texas Water Development Board (WDB),mostra, de forma integrada, a equação de Streeter Phelps e é aplicável a sistemas unidimensionais sem considerar os efeitos da dispersão.
1970 DOSAG III Criado pela Enviromental Protection Agency EPA, este modelo registra maior habilidade nos procedimentos de simulação e maio número de parâmetros simulados no DOSAG I.
1971 QUAL I
O modelo QUAL I, desenvolvido pelo Texas WDB, usa equações unidimensionais de dispersão-adevecção pela solução das diferenças finitas. É diferente dos modelos acima citados, que utilizam um trecho como um elemento computacional e necessitam apenas de lançamento no início e final de cada trecho a ser alimentado. utiliza um elemento computacional padrão de um comprimento estabelecido através do sistema. Elementos computa cionais com propriedades hidrológicas e físicas similares são agrupados no mesmo trecho. O modelo CE-QUAL -I CM pode ser aplicado em uma, duas ou três dimensões e deve ser ligado a um modelo hidrodinâmico. Inclui processo detalhado de qualidade d’água para temperatura, salinidade, balanço de OD/carbono, ciclos de nitrogênio, fosfóro e silica e interações de fitoplanctum, zooplanctum, bactéria e sedimentos. O CE-QUAL-ICM requer uma grande quantidade de dados para calibragem de processos químicos e biológicos.
1972 QUAL-II
O modelo QUAL- II é uma modificação do QUAL –I proposto pela EPA – Enviromental Protection Agency, sendo aplicável para rios profundos e dentríticos. Pode simular variações temporais e espaciais de até treze parâmetros de qualidade de água O modelo CE-QUAL-RIVI é hidrodinâmico, unidimensional e de qualidade da água usado para simular escoamentos altamente variáveis em rios com barragens ou outras estruturas. O transporte de poluentes por advecção e dispersão está ligado à hidrodinâmica e transformações de poluentes também são simuladas .
1974 SIMOX
Dissolved Oxigen Simulation Model – O modelo de simulação de oxigênio dissolvido inclui OD/DBO, bactéria (Chick’s Law) e uma substância conservativa. A versão mais recente também decaimento de primeira ordem de nitrogênio e fósforo para representar sedimentação, absorção e transformação.
1976 QUAL –SEMOG
QUAL II / SEMOG é um modelo matemático determinístico, unidimensional de Qualidade de água, desenvolvido pela firma Water Resource Engineering para o Southeast Michigan Council of Governments, a partir do modelos QUAL I e QUAL II. Pode ser operado tanto em regime permanente quanto dinâmico, embora, em termos hidráulicos, forneça apenas soluções permanentes.
1976 (cont.)
CE-QUAL - W2 O modelo CE-QUAL - W2 é bidimensional vertical, hidrodinâmico e de Qualidade da água . Inclui temperatura, salinidade, ciclo de OD/carbono, ciclos de nitrogênio, fósforo, fitopanctum e bactéria. Vários níveis de
50
complexidade são possíveis devido à organização modular das simulações de qualidade d’água . O CE- QUAL –W2 tem sido aplicado largamente para rios, lagos, reservatórios e estuários nos Estados Unidos.
QUAL2E
QUAL2E é um modelo unidimensional de estado permanente, usado frequentemente para simular os efeitos de descargas de poluição de fontes pontuais e não-pontuais na Qualidade da água de rios. Ciclos detalhados de OD/DBO e de nutriente são simulados, considerando os efeitos de respiração de algas, reaeração e demanda de oxigênio de sedimentos. Os metais podem ser simulados arbitrariamente como constituintes conservativos ou não. Sua hidrodinâmica baseia-se na equação unidimensional de advecção-dispersão. É amplamente utilizado em todo o mundo, havendo diversos exemplos de aplicação no Brasil.
HSPF
Hydrologic Simulation Program – Fortran – Este modelo combina as cargas de escoamento da bacia e cargas, transporte e transformação, nos rios de OD/DBO, nutrientes, algas e pesticidas/tóxicos. O HSPF requer uma extensa gama de dados de entrada e coeficientes par a parametrizar cada processo de qualidade e quantidade de água. As simulações detalhadas de ciclo de nutriente incluem nitrificação e desnitrificação, absorção de amônia e de ortofósforo, uptake (coletor ascedente de gás), vaporização e imobilização. As tr ansformações de tóxicos no rio abrangem solubilidade, volatização, fotólises, oxidação e biodegradação. Somente a variação em uma dimensão é considerada no corpo de água. O HSPF inclui três compartimentos de algas e considera a respiração, crescimento, assentamento e morte usando a cinética Michaelis- Menten. É um modelo altamente detalhado e tem sido largamente aplicado nos Estados Unidos.
MIKE 11
Este modelo foi desenvolvido pelo Instituto Dinamarqês de hidráulica para simular processos de águas pluviais, escoamento em bacias e qualidade da água em corpos de águas unidimensionais. Sua hidrodinâmica é baseada em uma solução diferencial finita para as equações completas de ST. Venant para escoamento de canal aberto; é simulado escoamento não -permanente. Os módulos de águas pluviais-escoamento usam uma abordagem parâmetro global para simular escoamentos, mas as cargas poluentes não são simuladas.
1985
WASP
Water Analysis Simulation Program – Este programa de simulação de análise da água foi desenvolvido para simular os processos de hidrodinâmica e de grande qualidade de água em 1, 2 ou 3 dimensões para avaliar o destino e transporte de contaminantes convencionais e tóxicos. Ciclos de OD/DBO detalhados, nitrogênio, fósforo e fitoplancton são simulados, usando-se o componente de qualidade da água neutro. O módulo toxi também avalia a cinética de substâncias tóxicas. O wasp tem sido usado em conjunto com o swmm e aplicado largamente nos Estados Unidos e frequentemente na América Latina.
Fonte: Bittencourt, et al. ( 1996)
Modelos mais complexos de qualidade da água que consideram uma
multiplicidade de parâmetros vêm sendo propostos para predizer mais precisamente as
interações físicas, químicas e biológicas dos constituintes presentes nos corpos de águas
naturais.
3.3.3.2. Aplicações dos Modelos de Qualidade
Os modelos de qualidade têm sido largamente utilizados e alguns exemplos
serão citados para que se verifique sua aplicabilidade não só para atender a objetivos de
51
controle da qualidade das águas e de simulações decorrentes do estado de ocupação da
bacia, mas, também, para prognosticar valores decorrentes da implantação de
empreendimentos. Serão listadas diversas experiências com o uso desses modelos,
enfatizando-se não só a região da área de estudo, bem como outras regiões do Brasil e
de outros países.
A SONDOTÉCNICA (1987) utilizou o modelo de Qualidade QUAL II/SEMOG
para avaliar a influência da Usina Hidrelétrica de Manso nos rios Manso e Cuiabá, na
área da bacia do rio Cuiabá. Foram calibrados os constituintes: oxigênio dissolvido
(OD), demanda bioquímica de oxigênio, amônia, nitrato e fósforo.
AL-LAYLA (1989) considera o QUAL II um dos mais abrangentes no grupo
dos modelos desenvolvidos nos Estados Unidos e o mesmo tem sido amplamente
utilizado em redes de drenagem de vários países europeus para simulação da operação
de ecossistemas aquáticos.
AL-RIZZO (1989) descreve a calibração e a simulação do modelo matemático
QUAL II para o rio Tigres, a jusante da barragem Sadam até a cidade de Mosul, no
Iraque, em um trecho de 75 Km. A calibração do modelo teve uma boa concordância
entre as concentrações medidas de constituintes conservativos e não- conservativos. As
discrepâncias levantadas entre as concentrações medidas e simuladas podem ser
atribuídas à falta de dados de campo, à complexidade da formulação do modelo e às
considerações adotadas na construção do modelo.
CUBILLO (1992) relata que a Companhia Canal de Isabel II, responsável pelo
gerenciamento da água e esgoto de Madrid, na Espanha, tem feito uso do modelo para a
maioria dos rios da Comunidade de Madrid. Inicialmente, ele foi aplicado no
planejamento de um programa de expansão de tratamento de resíduos e posteriormente
para gerenciar as estações de tratamento de esgoto e avaliar o controle da qualidade das
águas dos rios de Madrid.
BAUERMANN (1992) utilizou o modelo QUAL-2E em conjunto com uma
planilha eletrônica do Lotus1-2-3 para geração de índices de qualidade da água na bacia
hidrográfica do rio Potiribu, zona de produção de soja, trigo e pecuária, no estado do
Rio Grande do Sul, Brasil. Os parâmetros simulados foram OD, DBO, série N, série P,
coliformes, três substâncias conservativas (DQO, Cloretos e Sulfetos) e uma substância
52
não-conservativa arbitrária (Ferro Total). Entre outros interesses, o trabalho mostrou a
compatibilidade de utilização de um modelo matemático com uma planilha expandida
(spreadsheet), criando um instrumento de gerenciamento computacional acessível tanto
ao pessoal técnico como aos responsáveis pelas tomadas de decisão.
MENDONÇA (1992) fez uso do modelo QUAL-2E para determinar o impacto
ambiental de uma fábrica de papel e celulose (CENIBRA), na bacia hidrográfica do rio
Doce, no estado de Minas Gerais, Brasil. A simulação foi realizada em época de
estiagem, sob dois aspectos: variação da concentração da DBO com a vazão de descarga
de efluente constante e a variação da vazão de descarga de efluente com a concentração
da DBO fixa. Onze pontos foram monitorados, considerando os parâmetros OD, DBO,
DQO, pH, condutividade, turbidez, nitrogênio, fosfato, resíduo sedimentável e
coliformes. Nas conclusões, o autor menciona que o QUAL-2E permitiu boa calibração
e pode ser uma importante ferramenta nos trabalhos de planejamento ambiental e
simulações dos impactos na qualidade da água de rios.
ORDEN VAN (1992) apresenta um modelo para simulação da dinâmica de OD
no rio Whippany, localizado a Nordeste de Nova Jersey, Estados Unidos, para um
estudo intensivo da qualidade da água, considerando as duas maiores fontes de poluição
por matéria orgânica que são as estações de tratamento de esgotos domésticos das
cidades de Morristown e Hanover. O modelo desenvolvido foi baseado no QUAL-2E e
considerou como parâmetros de simulação a CDBO (Demanda de Oxigênio na Fase
Carbonácea), NDBO (Demanda de Oxigênio na Fase Nitrogenada), série nitrogenada,
sólidos totais e os processos naturais que interferem na concentração de OD como a
fotossíntese, a reaeração e a respiração.
TEIXEIRA (1994) aplicou o modelo QUAL2E aos rios Coxipó e Cuiabá com o
objetivo de avaliar as cargas orgânicas dos anos de 1993, 1995 e 2005, considerando as
hipóteses de remoção de cargas domésticas na ordem de 80%, 50% e 0% para vazões
hidrológicas mínimas e médias (80 m3/s e 407 m3/s) no Estação Porto, correspondente
ao ponto Rc8 da área de estudo. Com base nessa simulação, foram feitas recomendações
e proposições de diretrizes para cada nível de tratamento de esgoto na bacia, atendendo
aos padrões estabelecidos para rios de classe I e II.
53
FISHER (1995) calibrou o modelo QUAL2E para um trecho de 20 Km na bacia
do Ribeirão do Feijão com o objetivo de determinar o grau de contaminação desse rio,
provocado principalmente pelo resíduo proveniente do aterro não-controlado (lixão),
que constitui a maior fonte de poluição na bacia. utilizou, também, um Índice de
Qualidade da Água (IQA) como mais uma técnica de análise para comparação com o
modelo.
SIQUEIRA (1996) utilizou o QUAL2E na modelagem de oxigênio dissolvido no
rio Meia Ponte, em Goiás, em um trecho de 19 Km, para um período de vazões baixas.
Foram determinados os coeficientes do modelo relativos à reaeração atmosférica e
demanda bioquímica de oxigênio.
3.3.3.3. Modelo QUAL2E: Concepção e Características
A equação básica do modelo QUAL2E é a de transporte de massa (advecção,
dispersão) que é integrada numericamente, num intervalo de tempo, para cada
constituinte de qualidade de água simulado.O escoamento considerado nesse modelo,
tipo permanente uniforme, ocorre quando o gradiente de profundidade com o espaço é
nulo e a velocidade constante e no sentido longitudinal, predominante em rios,
permitindo, assim, uma representação por equação unidimensional. A base da
formulação do comportamento de sistemas reais faz-se a partir das diferenças finitas,
através de um esquema implícito de regressão, que é um método de resolução numérica
das equações diferenciais, sendo, assim, consideradas equações governantes que
determinam os modelos de qualidade de água e hidrodinâmicos (FALCONER, 1991).
O modelo pode ser operado como permanente ou dinâmico, sendo no primeiro
caso utilizado para estudo do impacto dos despejos (magnitude, qualidade e localização)
na qualidade da água do rio. Na forma dinâmica, permite o estudo dos efeitos das
variações diurnas dos dados meteorológicos na qualidade da água (oxigênio dissolvido e
temperatura) e das variações do oxigênio dissolvido, devido ao crescimento e respiração
das algas.
O rio é considerado um reator de mistura completa onde os elementos
computacionais estão ligados seqüencialmente um ao outro via mecanismos de
transporte e dispersão. Grupos seqüenciais desses reatores podem ser definidos como
54
trechos nos quais os elementos computacionais têm as mesmas propriedades
hidrogeométricas, declividade, seção transversal do canal, rugosidade, etc. e taxas de
constantes bioló gicas, de decaimento de DBO, de fontes bênticas e de sedimentação de
algas, etc.
O primeiro passo na modelagem do sistema é subdividir o rio em trechos, ou
seja, extensões do rio que apresentem características hidráulicas uniformes. Cada trecho
é, então, dividido em elementos computacionais de igual tamanho. Dessa maneira, todos
os trechos devem consistir de um número inteiro de elementos computacionais.
3.3.3.4. Limitações do Modelo QUAL2E
O modelo QUAL2E apresenta certas limitações dimensionais que têm sido
impostas durante o desenvolvimento do programa, referentes ao número de trechos, 15;
elementos computacionais, 500; de cabeceira, 15; de junção, 15; e de entrada e saída,
90.
Hidraulicamente, o QUAL2E é limitado a simular períodos de tempo durante os
quais tanto a vazão do rio como as cargas poluidoras são essencialmente constantes. Seu
uso requer ainda conhecimento e domínio nas áreas de hidráulica, hidrologia, estatística
e computação. O programa apresenta algumas limitações de impressão gráfica e no
formato de entrada e saída das informações, o que impõe a necessidade de se acoplarem
planilhas para o tratamento dos dados a serem introduzidos no modelo e de se utilizarem
outros aplicativos que façam a interface gráfica para a saída dos dados.
3.4. Antecedentes da Qualidade da Água na Bacia do Rio Cuiabá
A bacia do rio Cuiabá tem demandado vários estudos ao longo dessas últimas
décadas GOMES (1984), TEIXEIRA (1994), LIMA et al. (1994), FEMA (1995),
PCBAP (1996), FIGUEIREDO (1996) que, em geral, buscaram a caracterização de
variáveis hidrológicas, físico-químicas e bacteriológicas e a utilização de modelos
matemáticos para simulação da qualidade da água.
Mais recentemente, novos estudos vêm sendo realizados com o objetivo de se
conhecer a dinâmica apresentada pelas comunidades aquáticas (zooplanctônicos e
55
bentônicos) decorrente de todo o processo de ocupação na bacia. São estudos que
caminham para uma nova área denominada ecohidrologia.
ZALEWKI (2000) considera essa área uma nova tendência para atingir o
desenvolvimento sustentável dentro de uma bacia, pois estuda as inter-relações
funcionais entre a hidrologia e a biota aquática resultante da evolução biogeoquímica
que ocorre dentro do ciclo da água. O autor enfatiza, ainda, que a degradação dos
recursos hídricos apresenta duas faces: a poluição e a ruptura dos ciclos d’água e dos
nutrientes. A primeira pode ser substancialmente eliminada através do uso de
tecnologia, a segunda, mais complexa, está ligada à destruição da estrutura biótica
dentro da área da bacia e dentro dos sistemas dos recursos hídricos. Alguns estudos
sobre a bacia serão, a seguir, descritos, pela importância de suas informações.
GOMES (1984) avaliou a capacidade de autodepuração do rio Cuiabá a partir da
identificação das fontes pontuais domésticas e industriais localizadas ao longo desse rio
e do Coxipó, no período de cheia e estiagem, de 1982 a 1984. Foram determinados os
coeficientes k1 e k2, e simuladas as condições futuras da qualidade da água na bacia,
para os anos de 1990 e 2000, se mantidas as condições sanitárias da época. Esse estudo
envolveu a definição de uma rede de amostragem composta por quatro pontos de coleta
no rio Cuiabá. O primeiro, na seção a montante da estação de Tratamento de Água da
SANEMAT (Rc5), o segundo a jusante da Ponte Nova (Rc8), o terceiro a montante da
foz do rio Coxipó (Rc10) e o quarto a jusante do córrego Lavrinha, na localidade de São
Gonçalo (Rc11), além de mais dois pontos no rio Coxipó. Foram, ainda, caracterizados
sete pontos referentes aos córregos e lançamentos: Ribeirão do Lipa, Coophamil,
Prainha, São Gonçalo, Barbado, Embaúval e Lavrinha, e alguns efluentes de indústrias
de bebidas, laticínios, curtumes e frigoríficos. Nas amostras coletadas, nos períodos de
cheia e seca, analisaram-se as seguintes variáveis: temperatura da água, pH, sólidos
totais (mg/l), sólidos fixos (mg/l), sólidos voláteis (mg/l), oxigênio dissolvido (mg/l),
DBO (mg/l), DQO (mg/l), coliformes totais e fecais (NMP/100ml).
TEIXEIRA (1994) aplicou o modelo computacional QUAL2E aos rios Cuiabá e
Coxipó, com o objetivo de avaliar e simular a qualidade da água, a partir da situação no
ano de realização do estudo (1993) e para projeção futura, dos anos de 1995 e 2005,
adotando hipótese de remoção de carga doméstica da ordem de 80%, 50% e 0%, para
vazões hidrológicas mínimas e médias na Estação Porto. Os resultados das projeções
56
para o ano de 2005 indicaram um acréscimo da DBO na ordem de 100%, em relação a
1993, se não ocorrer nenhuma remoção da carga lançada, chegando a 9mg/l, em Cuiabá.
O autor concluiu, ainda, que os teores de OD sempre estarão acima de 5,0 mg/l, mesmo
no ponto Rc12, considerado o mais crítico. O fósforo total assume valores elevados e
para se enquadrar aos limites do rio classe II deverá alcançar cerca de 95% de remoção
nas estações de tratamento. O parâmetro coliforme ficará bastante elevado, na ordem de
105 NMP/100ml, requerendo, assim, no mínimo, um tratamento que apresente uma
eficiência de 99,9% para atingir os limites da classe II.
FIGUEIREDO (1996) analisou dados levantados pela FEMA, de treze pontos de
coleta localizados desde a cabeceira do rio Cuiabá até, Porto Cercado, início do
Pantanal, a partir das médias obtidas para os períodos de seca e cheia, de maio de 1995
a maio de 1996. São dados referentes às variáveis: temperatura da água, temperatura do
ar, pH, condutividade elétrica (µS/cm), alcalinidade (mgCaCO3), oxigênio dissolvido
(mg/l), nitrogênio Kjeldhal (mg/l), nitrato(mg/l), nitrogênio amoniacal (mg/l),
nitrogênio orgânico (mg/l), fósforo total (mg/l), turbidez (UNT) e material em
suspensão. Foram analisadas as evoluções temporais das variáveis de cada ponto e a
correlação entre algumas variáveis, além da análise de cluster, que permitiu agrupar os
pontos do rio que apresentaram características comuns.
A FEMA (1997) realizou um estudo sobre os níveis e tendências da qualidade da
água a partir da determinação do IQA da CETESB, dos principais tributários da bacia
do Alto Paraguai, onde o rio Cuiabá constitui um dos principais contribuintes. Os dados
relativos ao período de junho de 1995 a julho de 1996 referem-se a treze pontos do rio
Cuiabá, da cabeceira até Porto Cercado, onde são analisadas as seguintes variáveis:
temperatura da água, temperatura do ar, pH, OD, DBO, DQO, coliformes fecais,
coliformes totais, nitrogênio total, fósforo total, resíduo total, turbidez, condutividade
alcalinidade, nitrogênio Kjeldhal, nitrogênio nitrito, nitrogênio nitrato, nitrogênio
amoniacal e ortofosfato solúvel. Esse trabalho contém o Índice de Qualidade de Água
(IQA), de acordo com a adaptação da CETESB, além da evolução temporal dos
parâmetros levantados no período em relação aos limites estabelecidos pela Resolução
CONAMA 20 (1986) para rios de classe II. Os resultados demonstram que os piores
registros obtidos foram para os períodos de chuva, o que leva a uma classificação
aceitável nos pontos mais urbanizados da bacia.
57
MMA (1997) coordenou a execução do Plano de Conservação da Bacia do Alto
Paraguai – PCBAP, como um componente do projeto Pantanal, no âmbito do Programa
Nacional de Meio Ambiente – PNMA, envolvendo os estados de Mato Grosso e Mato
Grosso do Sul, abrangem as áreas inundáveis do Pantanal Mato-grossense e nas terras
mais elevadas e mais secas do seu entorno. Esse estudo resultou na formação de uma
ampla base de informações para o monitoramento e gestão da bacia, apresentando os
seguintes produtos: um diagnóstico ambiental da BAP dentro das temáticas das ciências
naturais e humanas, envolvendo, ainda, aspectos econômicos e jurídicos institucionais e
o zoneamento ambiental da bacia; carta de fragilidade e de impactos ambientais,
definindo diretrizes gerais e específicas para cada unidade baseadas nos critérios de
preservação ambiental, recuperação ambiental e de desenvolvimento com conservação
da natureza.
O PCBAP, na temática qualidade das águas e dos sedimentos, realizou
levantamentos de dados secundários junto a diversas instituições dos dois estados e do
departamento DNAEE. Nesse levantamento, pode-se identificar a abrangência da rede
de coleta em termos espaciais e temporais e em relação ao número de parâmetros
analisados. Além disso, o projeto realizou campanhas isoladas, no período de março de
1994 a abril de 1995, nos principais rios da bacia .
A Fundação Estadual do Meio Ambiente do Estado de Mato Grosso, FEMA
(2000), tem dado continuidade às campanhas, em sua rede de amostragem acima citada,
dentro do Programa de Monitoramento. Trabalhos preliminares de sistematização de um
banco de dados têm sido realizados com o objetivo de acompanhar a evoluçã o temporal
ao longo da bacia.
FURNAS (2000), empresa responsável pela construção da Usina de Manso,
definiu vinte e um programas para acompanhar os impactos ambientais gerados em cada
componente e compartimento da área diretamente alagada para formação do
reservatório e da área a jusante da barragem. Dentre esses programas, destacam-se os de
monitoramento climatológico, hidrológico, liminológico e de qualidade da água, sendo
este último responsável pelo monitoramento da evolução dos sistemas aquáticos antes e
após o barramento do rio e pela avaliação sistemática de eventuais alterações na
qualidade da água. O programa hidrológico acompanha as variações na bacia dos rios
Manso e Cuiabá, durante a construção e operação do empreendimento, e o
58
climatológico fornece informações básicas para outros programas ambientais e para a
operação do empreendimento. Para atender a esses objetivos, inicialmente a
ELETRONORTE e posteriormente FURNAS, definiram uma nova rede de
monitoramento em pontos considerados estratégicos para avaliar os impactos
decorrentes da implantação da usina. Registros das observações estão sendo realizados
desde 1986 até a presente data, correspondendo a períodos anteriores e posteriores ao
fechamento das comportas. Esses relatórios são encaminhados à FEMA, órgão gestor da
Política Ambiental do Estado, para acompanhar a evolução das alterações e direcionar
ações mitigadoras para o impacto produzido.
Apesar da grande disponibilidade de dados ambientais, estes encontram-se
dispersos em diversas instituições e órgãos. Buscando resgatar esses dados e agrupá -los
de forma sistematizada, está sendo desenvolvido um sistema integrado de
monitoramento ambiental de gerenciamento da bacia do rio Cuiabá (SIBAC), projeto
concebido para dar suporte a várias teses de doutorado do Departamento de Engenharia
Sanitária e Ambiental, cujos dados e metodologias serão integradas ao sistema.
Sistema Integrado de Monitoramento Ambiental da Bacia do Rio Cuiabá –
SIBAC (2000), projeto concebido pelo Departamento de Engenharia Sanitária e
Ambiental, tem por objetivo resgatar e agrupar esses dados de forma sistematizada,
tornando-os de fácil acesso aos usuários.
59
4. MATERIAIS E MÉTODOS
Este estudo utilizou uma base de dados múltiplos para avaliar os impactos do
processo de urbanização na evolução da qualidade da água da bacia do rio Cuiabá, no
trecho correspondente ao perímetro urbano das cidades de Cuiabá e Várzea Grande.
Foram considerados os aportes da carga poluidora provenientes das fontes pontuais dos
esgotos domésticos e industriais lançados nos principais tributários desse rio. Para lidar
com as complexas interações de bases múltiplas de dados hidrológicos, climatológicos,
de qualidade da água e de uso e ocupação do solo, utilizaram-se ferramentas analíticas
como estatísticas multivariadas, séries temporais, modelo matemático e sensoriamento
remoto.
4.1. Fundamentação Teórica
As etapas desenvolvidas na definição de uma metodologia de análise,
verificação, validação das hipóteses e da aplicabilidade da combinação de diferente s
instrumentos de avaliação da qualidade da água podem ser observadas na Figura 9. O
fluxograma destaca, na linha central, a seqüência adotada para proceder às análises
estatísticas com as informações selecionadas do banco de dados, bem como as hipóteses
verificadas neste estudo, relativas à importância de se ter:
- um banco de dados contendo informações de várias fontes;
- faixas de variações por período e por ponto para verificação da qualidade da água do
rio Cuiabá, no perímetro urbano, tendo como limite os padrões estabelecidos pela
Resolução CONAMA 20 para um rio classe II;
60
- uma análise da tendência da série temporal nesses pontos, decorrente de todo o
processo de ocupação e urbanização sofrido pela bacia.
Figura 9 – Fluxograma das Etapas Metodológicas Adotadas nas Análises.
Na linha esquerda do fluxograma mostrado na Figura 9, visualizam-se as etapas
desenvolvidas no processamento, análise e classificação da imagem de satélite da bacia
para posterior integração desses resultados com dados de qualidade das sub-bacias do
perímetro urbano e verificação das hipóteses, com possibilidade de:
61
- agrupar as sub-bacias de acordo com as características comuns de qualidade e inter-
relacioná-las com o tipo de ocupação;
- utilizar o sensoriamento remoto para estimar dados de qualidade da água nas bacias e
alimentar modelos matemáticos;
- combinar diferentes ferramentas para avaliar a qualidade da água da bacia.
Associadas a essas análises estatísticas foram realizadas simulações a partir do
modelo matemático QUAL2E, alimentado com informações referentes ao ponto Rc5
(condições iniciais) e dados de qualidade (conservativos e não-conservativos) dos
principais afluentes (sub-bacias) considerados, na calibração e simulação, como pontos
de lançamentos domésticos, devido à carga de esgoto que recebem. Além desses, outros
dados como lançamentos industriais, climatológicos e hidrológicos foram introduzidos
ao modelo para se verificar sua validade e adequação na simulação de cenários para
prognosticar a qualidade da água da bacia do rio Cuiabá. Validadas as hipóteses,
realizou-se a comparação dos resultados, de cada análise, ressaltando-se não apenas os
aspectos quantitativos, mas, também, a avaliação qualitativa.
4.1. Banco de Dados
Este projeto envolveu o levantamento de dados primários e secundários
(existentes) do rio Cuiabá e seus principais afluentes. Os dados secundários, coletados
no período de 1987 a 2000, originaram-se das fontes: Departamento de Engenharia
Sanitária e Ambiental da UFMT, FEMA, CPRM, FURNAS, Defesa Civil, ANEEL,
Ministério da Agricultura, SANEMAT e Agência Municipal de Saneamento de Cuiabá.
Todas as informações foram armazenadas no banco de dados do SIBAC, que é
constituído por um Sistema Gerenciador de Banco de Dados (SGBD), desenvolvido em
Microsoft Access, e um Sistema de Informação Geográfica (SIG), implementado em
Arc View. O SGBD objetiva organizar e sistematizar as informações hidrológicas,
climatológicas e de qualidade da água da bacia, de forma a permitir consultas
simplificadas a qualquer usuário, conforme observado na Figura 10, onde pesquisas
podem ser realizadas atendendo aos critérios definidos pelo usuário, de período, seleção
dos pontos, parâmetros e fontes desejadas.
62
Fonte: SIBAC, 2000. Figura 10 – Formulário do Banco de Dados do SIBAC para Visualização da Consulta do Banco de Dados.
4.1.1. Campanhas de Campo
As campanhas de campo, efetivadas a cada 16 dias, casadas com a passagem do
satélite, tiveram início em novembro de 1998, sendo realizadas no perímetro urbano do
rio Cuiabá, nas oito seções: Rc5, Rc6, Rc7, Rc8, Rc9, Rc10, Rc11 e Rc12.
Posteriormente, após a liberação de recursos do projeto pela FAPEMAT, quatro novos
pontos (RC2, Rc3, Rm8, Rc3_1), localizados na cabeceira do rio, foram adicionados,
totalizando doze pontos, sendo as campanhas efetivadas bimestralmente. A Figura 11
mostra a distribuição espacial dos pontos de coleta no rio Cuiabá.
63
Figura 11 - Distribuição Espacial dos Pontos no Rio Cuiabá – Mato Grosso e Principais Tributários do Perímetro Urbano – Mato Grosso - 2000.
Embora a bacia apresente um grande número de pontos de monitoramento, as
freqüências e tipos de variáveis analisadas alteram de acordo com as fontes e natureza
dos estudos realizados. Dessa forma, para atender aos objetivos propostos neste estudo,
os pontos Rc5 e Rc12 foram escolhidos para análise devido a sua localização
estratégica, a montante e a jusante do perímetro urbano, e por possuírem uma série
histórica com maior número de observações, permitindo, assim, atender às exigências
das análises estatísticas a serem realizadas. Além dos pontos localizados no rio Cuiabá,
foram levantados, nesse trecho, dados referentes a seus principais tributários (sub-
bacias), conforme Quadros 8 e 9.
64
Quadro 8 - Caracterização dos Pontos Monitorados no Rio Cuiabá –– Perímetro Urbano, Mato Grosso - 1999-2000.
Ponto no rio Cuiabá
Localização Coordenadas (UTM)
Rc5 Cbá na Passagem da Conceição 592,160/ 8.278 ,820 Rc6 Cbá Riberão do Lipa 592,685 /8.276,95 Rc7 Cbá Copamil 592,050/ 8.274,945 Rc8 Cbá Porto 595,610 /8.273,320 Rc9 Cbá Corrego Gambá 598,220/ 8.271,595 Rc10 Cbá Corrego Barbado 599,670 /8.269,660 Rc11 Cbá São Gonçalo 599,670/ 8.269,660 Rc12 Cbá após ponte JK 595,190 /8.263,880
Quadro 9 - Caracterização dos Pontos Afluentes ao Rio Cuiabá –- Perímetro Urbano, Mato Grosso 1999 – 2000.
Ponto dos Afluentes (Lançamentos)
Localização Coordenadas (UTM)
Alipa Ribeirão de Lipa, Cuiabá 593,030 / .8.277,445 Apari Pari, Cuiabá 591,615 / 8.275,890 Asrosa Esgoto bairro Sta. Rosa, Cuiabá 592,440 /8.274,570 Aembov Embouval, Cuiabá 592,960 /8.272,190 Ampint Corrego Manuel Pinto, Cuiabá 595,815 / 8,273,440 Aprain Corrego Prainha, Cuiabá 596,240 /8.273,320 Agamba Corrego Gamba, Cuiabá 597,490 / 8.272,190 Abarba Barbado, Cuiabá 598,574/8.271,410 Acoxip Boca Rio Coxipó, igual Rcox4 599,610/8.270,420 Asgonc São Gonçalo, Cuiabá 599,753/8.269,972 Absant Boca de Santana, Cuiabá 596,830 /8.265,540 Aengor Engordador, Cuiabá 595,013/8.264,925 Apicar Picarrão, antes JK, Cuiabá 594,825/8.264,335
4.1.2. Variáveis Analisadas
O Quadro 10 contém os tipos de variáveis levantadas, métodos adotados, limite
de detecção e equipamentos utilizados nas análises, que foram baseadas em Métodos
para as Análises de Águas Potáveis e Residuárias - Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater APHA-AWWA-WPCF (1995) 19 edição. Além
dessas variáveis, integram este estudo informações e dados hidrológicos,
climatológicos, das características dos lançamentos industriais e das captações
existentes ao longo do rio. Ainda foi utilizada imagem de satélite do tipo Landsat 5 TM,
de 21/04/99, da base 227 e do ponto 71, com resolução de 30 x 30 m e 6 bandas (1, 2, 3,
4, 5, 7) abrangendo a bacia desse rio.
65
Quadro 10 - Síntese dos Métodos e Equipamentos Empregados para Análises Físico - Químicas e Microbiológicas e Limites de Detecção. Variáveis Analisadas nas Seções Amostradas da Bacia do Rio Cuiabá – Mato Grosso - 1998 – 2000.
Variável Método Limite de Detecção
Equipamentos
PH Eletrométrico 0,1 PHmetro, Digimed-Dm20 Temperatura Ar, Água (ºC)
Termômetro de contato 0,5 Termômetro c/ coluna Hg, certificado, escala de 0 a 100ºC c/ variação 0,1ºC
Cor (uH) Comp. visual solução padrão de cobalto-platina
2,5 Colorímetro/Polilab/Aqua Nessler An1000
Turbidez UT Nefelométrico 0,1 Turbidímetro/Polilab/AP-1000
Alcalinidade (mg/l CaCo3)
Potenciométrico com titulação c/ H2S04 0,02N
0,1 1. Phmetro/Digime/Dm20. 2. Bureta automática/ Metrohm Herisau/ E-1.85-10ml
Condutividade (µS/cm)
Laboratório – empregando eletrodo de platina
0,01 Condutivímetro/Micronal/ B-330
OD (mg/l) Método de Winkler Modificado
0,1 Titulador
Sólidos Totais Sólidos Fixos Sólidos Voláteis (mg/l)
Gravimétrico 1,0
1. Cápsula de Porcelana 2. Balança eletrônica de precisão de 0,1 µg /Scientech/AS-210 3. Estufa/ FANEM/ 320SE/ temp. 105ºC. 4.Mufla/Engro/M-355,Temp 550-600 ºC. 5.Dissecador/Pyrex/200mm
DBO Método das Diluições Incubado a 20ºC, 5 dias
0,1 Titulador
DQO (mg/l) Refluxo c/ K2Cr2O7 0,025N e Titulação c/ Fe(NH4)2(SO4)
2 . 6H20 0,010
1.Aquecedor p/ refluxo conjunto SEBELIN c/ 06 provas / Ética 2. Agitador magnético/FANEM/ 257 3. Pipetador Automático /Metrohm Herisau/ E485
Nitrogênio Kjeldhal (mgN/l)
Perssulfato e leitura colorimétrica
0,01 Espectrofotômetro/Micronal- B-375 Comprimento de onda
Fósforo Total (mgP/l)
Ácido ascórbico e leitura colorimétrica
0,010 Espectrofotômetro/Micronal- B-375/ Comprimento de onda 660 nm.
Coliformes Totais e Fecais (NMP/100ml)
Fermentação em tubos múltiplos
2,0 1. Estufa de cultura/ FANEM/ 002 CB 2. Banho-maria/ FANEM
Fonte: adaptado de FARIAS, (2001)
4.2. Tratamento dos Dados
Os dados levantados foram analisados a partir do pacote estatístico SPSS, versão
9.0, em etapas distintas. Na primeira etapa, procedeu-se à análise comparativa para
verificar se ocorriam diferenças significativas das variáveis entre as diversas fontes
disponíveis no banco de dados. Além disso, realizaram-se as análises descritivas das
tendências e oscilações de cada variável por período sazonal, sendo, ainda, estudadas as
hipóteses de verificação do atendimento aos limites estabelecidos pela Resolução
CONAMA 20.
66
Na segunda etapa, realizou-se a análise do comportame nto da série cronológica e
das tendências apresentadas por cada variável nos pontos em questão. Foram também
obtidos modelos para prognosticar os novos valores das variáveis, nos pontos Rc5 e
Rc12, para os anos de 2001 e 2002. Na terceira etapa, analisaram-se as inter-relações
entre os tipos de classes de ocupação obtidos a partir da imagem de satélite do ano de
1999, para as 13 sub-bacias que compõem o perímetro urbano Cuiabá e Várzea Grande,
com as características físico-químicas e bacteriológicas observadas nesse mesmo
período.
4.2.1. Análises das Variações entre Fontes
A análise para verificação da possibilidade de se juntar os dados das três fontes
disponíveis e selecionadas, UFMT, FEMA e FURNAS, foi feita utilizando-se testes
não-paramétricos, devido ao fato de os dados não apresentarem distribuição normal.
Aplicaram-se os testes de Friedman (para K amostras relacionadas) e Wilconson (para 2
amostras relacionadas). SIEGEL (1975) comenta que esse teste, comparado com a mais
poderosa das provas paramétricas para k amostras, a prova F, demonstrou uma alta
eficiência. No que se refere à prova de Wilconson, o mesmo autor enfatiza o poder
desse teste, que leva em conta não apenas as informações sobre o sentido da diferença
dentro de cada par, mas o valor das diferenças. Valores de significância menores que
0,05 indicam que ocorreram diferenças significativas entre as fontes, não permitindo,
assim, que se misturem as fontes disponíveis no banco de dados.
4.2.2. Estatísticas Descritivas
A análise exploratória dos dados foi realizada com três fontes dos pontos Rc5 e
Rc12, com o objetivo de se conhecer as características e o comportamento das amostras,
sua tendência central (mediana) e a variabilidade de seus valores (amplitude). Gráficos
Box-plots foram utilizados para facilitar a visualização das estatísticas descritivas,
permitindo demonstrar os percentis inferior (25%) e superior (75%) e a mediana (50%).
Nas extremidades, encontram-se as barras de erros que definem os 10% e 90%, e os
círculos que representam os pontos fora dessa variação. Destaca-se, nesse tipo de
gráfico, a faixa de amplitude (mínima e máxima) apresentada pelas variáveis.
67
4.2.3. Teste de Hipóteses
Os testes de Mann-Whitney e da Mediana foram aplicados nos pontos Rc5 e
Rc12 para verificar as hipóteses de variação das médias, nos períodos de chuva e seca, e
a qualidade da água nesses pontos, observados os limites estabelecidos pelos padrões
ambientais. A Figura 12 relaciona as etapas seguidas para verificação das hipóteses e os
métodos aplicados.
Figura 12 - Seqüência das Análises Estatísticas Realizadas (Teste de Hipóteses).
Utilizou-se o teste não-paramétrico de Mann-Whitney para investigar a validade
das hipóteses previamente levantadas sobre os dados, supondo-se que os efeitos da
poluição, oriundos do uso e ocupação do solo, têm alterado a qualidade da água do rio
Cuiabá de forma a apresentar variações significativas entre os pontos. Além disso,
observou-se a variação no período de seca, considerada mais crítica que no período de
cheia, em decorrência da baixa vazão do rio Cuiabá e do contínuo lançamento dos
esgotos produzidos pelas sub-bacias. Avaliou-se, ainda, a hipótese de que o ponto
Rc12, localizado a jusante do perímetro urbano, apresenta -se em piores condições de
qualidade que o ponto Rc5. O teste da Mediana foi utilizado para comprovar as
diferenças nas tendências centrais da qualidade da água dos dois pontos, com a mesma
mediana em relação aos padrões ambientais de DBO, OD, cor, turbidez, coliformes
fecais e totais.
68
Valores do teste de significância menores que 0,05 indicam que ocorreram
diferenças expressivas entre os períodos e padrões, em ambos os pontos, e entre os
pontos em questão. Em todos os casos, foi usado o método de Monte Carlo, pois o
número de observações utilizado em cada distribuição era < 100.
4.2.4. Análise das Séries Temporais
O estudo da série temporal das variáveis físico-químicas e bacteriológicas dos
pontos Rc5 e Rc12 baseou-se nos dados obtidos pela fonte da UFMT, no período
compreendido entre 1987 e 2000. A Figura 13 mostra o fluxograma da seqüência das
análises realizadas neste estudo, considerando que a série disponível continha falhas que
foram preenchidas com informações de outras fontes. A análise das séries temporais
firmou-se no princípio de que o estudo de uma série cronológica só é possível a partir de
uma única realização da série e não de uma mistura de realizações.
Figura 13 - Seqüência da Análise das Séries Temporais.
Inicialmente foram realizadas análises de regressão linear múltipla “stepwise",
que opera através da geração de uma seqüência de equações de regressão, incluindo ou
excluindo uma variável, passo a passo. O parâmetro estatístico utilizado por esse
método, também denominado passos sucessivos, para definir a equação de regressão foi
o do coeficiente de correlação (R).
Quando no procedimento de análise dos dados considera-se a média, não
existem diferenças entre as fontes. Porém, se os valores das fontes se misturam para se
obter apenas uma série, a tendência da mesma fica oculta pela variabilidade das três
fontes (realizações). Nesse caso, é preciso estudar a tendência só a partir da primeira
realização (fonte), a que dispõe de um maior número de dados, completando a série da
69
melhor maneira possível. Para isso, utilizaram-se as informações das outras duas fontes,
seguindo os passos:
- realização de três estudos da regressão, tendo a variável da Fonte 1 como
dependente, de onde obtiveram-se três equações: a primeira em função dos dados das
Fontes 2 e 4, quando ambas estariam disponíveis; a segunda com os dados da Fonte 2,
quando só esta encontrou-se disponível e a terceira relativa à Fonte 4;
- preenchimento, por interpolação, dos valores perdidos, quando estes se
apresentarem fora da faixa nor mal, utilizando a média de três valores anteriores da série
do mesmo período; plotagem dos gráficos de linha, após o preenchimento da série, o
que permitiu uma melhor visualização das variações ocorridas por período de seca e
cheia, ao longo dos anos. A te ndência da curva foi obtida, em geral, a partir de modelos
lineares e quadráticos e para as variáveis bacteriológicas. Utilizaram-se, ainda, os
modelos logarítmico e exponencial, de forma a verificar aqueles que mais se ajustaram.
4.2.5. Análises das Inter-relações das Categorias de Ocupação e das
Variáveis Físico - Químicas e Bacteriológicas
Neste item será apresentada a seqüência das análises realizadas para estudar as
inter-relações entre o processo de urbanização e a qualidade da água das treze sub-
bacias, localizadas no perímetro urbano, que constituem os principais tributários do rio
Cuiabá nesse trecho, conforme visto na Figura 14.
Figura 14 - Seqüência das Análises da Ocupação do Solo x Qualidade da Água.
70
Análises de correlação, regressões múltiplas, componentes principais e clusters
foram feitas com o objetivo de: determinar a influência positiva ou negativa das classes
de ocupação nas variáveis de qualidade da água, separadamente, e a força com que elas
se encontram correlacionadas; gerar modelos para prognosticar concentrações de
alguma s dessas variáveis físico-químicas em sub-bacias, das quais não se têm dados e,
finalmente, buscar nas duas últimas análises, o agrupamento das sub-bacias que
apresentaram características similares.
Esta análise, realizada a partir dos resultados obtidos pela classificação da
imagem de satélite do tipo LANDSAT- TM (21/04/99), resultou em seis classes de
ocupação e uso do solo (urbanização alta, urbanização baixa, campo, cerrado, mata e
água). Neste estudo, essas classes foram reduzidas a quatro (% de urbanização, de
campo, mata e água), sendo, ainda, calculado o índice de vegetação médio (NDVI) para
cada sub-bacia. Procedeu-se, então, à inter-relação desses dados com os de qualidade
dos treze córregos, sete localizados no município de Cuiabá (Ribeirão do Lipa, Mané
Pinto, Prainha, Gambá, Barbado, Coxipó, São Gonçalo) e seis em Várzea Grande (Pari,
Guarita, Embaúval, Boca de Santana, Engordador, Piçarrão) referentes aos anos de 1999
e 2000, da Fonte UFMT para o período de seca.
4.2.5.1. Análises de Correlação entre as Classes do Uso de Solo e as
Características Físico -Químicas e Bacteriológicas das Sub-bacias
A partir dos testes de correlação não-paramétrica de Kendall’s, Tau-b e de
Spearman’s Rho, desenvolveram-se análises de correlação entre as classes obtidas pelo
uso do solo, no perímetro urbano da bacia, sendo as características físico-químicas e
bacteriológicas medidas nos treze tributários. Esses testes, alternativas não-paramétricas
do coeficiente de correlação de Pearson, avaliam a força com que as variáveis estão
envolvidas, sem especificar que variável é dependente ou independente, e assumem que
a distribuição de erro nos dados comparados é a mesma. O nível de significância <0,05
indica que a correlação é expressiva e que as variáveis analisadas estão correlacionadas.
71
4.2.5.2. Análise de Regressão
A regressão linear define os coeficientes de uma equação, a partir de uma ou
mais variáveis independentes que melhor estimem o valor da var iável. A importância de
se calcular a regressão neste estudo reside na obtenção de que permita prognosticar o
valor médio das características físico-químicas de uma nova bacia, com dados de uso e
ocupação ( % de urbanização, mata e campo ) e NDVI. O nível de significância <0,05
indica que a equação gerada é representativa.
4.2.5.3. Análises de Componentes Principais
A ACP estabelece, com base em uma matriz de semelhança (correlação,
variância-covariância), um conjunto de eixos (componentes ou fatores) perpe ndiculares.
Cada componente corresponde a um autovetor dessa matriz. Assim, para uma matriz de
correlação entre m variáveis, serão calculados m autovetores (= eixos fatoriais) de
cumprimento lâmbida1, lâmbida2 ... lâmbida3 decrescente, em função da sua
contribuição à variância total dos dados. Um autovetor é uma lista de coeficientes
(cargas ou pesos) pela qual multiplicam-se as variáveis originais correlacionadas para se
obterem novas variáveis não-correlacionadas (ortogonais) que são os chamados
componentes principais. Esta análise iniciou-se com a definição da matriz, descrevendo
a dispersão das variáveis originais das sub-bacias (físico-químicas e bacteriológicas,
classes de uso e ocupação do solo e NDVI,) e extraindo dois componentes (autovetores)
com autovalores maiores que 1. A normalização dos dados brutos foi feita para evitar a
classificação errada, devido à diferença na magnitude e na faixa de variação dos
parâmetros analíticos. Na seqüência, utilizaram-se as análises fatoriais, com rotação
varimax para reduzir a contribuição de variáveis menos significativas, minimizando a
estrutura dos dados obtidos da ACP.
4.2.5.4. Análises de cluster
A análise de cluster foi aplicada utilizando-se o método da distância Euclidiana,
com o objetivo de agrupar as sub-bacias que apresentavam características comuns, de
acordo com as classes de ocupações observadas no perímetro urbano da cidade de
Cuiabá e Várzea Grande. A normalização dos dados brutos foi feita para evitar o
72
agrupamento errado, em virtude da diferença na magnitude e faixa de variação dos
parâmetros analíticos.
4.3. Geoprocessamento
Este estudo utilizou técnicas integrada de sensoriamento remoto, sistema de
informação geográfica e base de dados múltiplos para avaliar os impactos do processo
de urbanização na qualidade da água das sub-bacias do rio Cuiabá, nas cidades de
Cuiabá e Várzea Grande. Foram considerados os aportes da carga poluidora, estimados
e medidos através de informações de campanhas de campo e dados secundários, para
posterior correlação com os resultados da classificação das imagens e índices espectrais
de vegetação determinados para as sub-bacias.
4.3.1. Imagem e Softwares Utilizados
Utilizaram-se as 6 bandas (#1,#2,# 3,#4,#5 e #7) da imagem digital Landsat 5
TM (Índice WRS 227/71), de 21/04/99, com resolução de 30 x 30 m, abrangendo a
bacia do rio Cuiabá, no seu perímetro urbano. Os dados do satélite foram examinados
através do software de processamento de Imagem IDRISI 2.0, para classificação do uso
e ocupação do solo e cálculo do NDVI , objetivando identificar o grau de urbanização
das sub-bacias que compõem a área urbana. Posteriormente, esses percentuais foram
correlacionados com as características físico-químicas e bacteriológicas observadas no
período de aquisição da imagem.
4.3.2. Processamento da Imagem
4.3.2.1. Pré-Processamento
Inicialmente a imagem foi geometricamente corrigida, conforme o sistema de
coordenadas UTM das bases cartográficas da Planta Urbana da cidade de Cuiabá e
Várzea Grande, na escala 1:10.000 e do mapa topográfico, escala 1:100.000. Para
reamostragem utilizou-se o método do vizinho mais próximo, considerando 16 pontos
73
de controle. A seguir serão apresentados os métodos e técnicas usados em cada etapa,
nos diferentes Softwares aplicados.
4.3.2.2. Índice de Vegetação
Os índices de vegetação consistem em transformações matemáticas que
identificam a contribuição espectral das plantas em observações multiespectrais,
tradicionalmente aplicadas no monitoramento da vegetação, quando são utilizados
dados de sensoriamento remoto (FUNCATE, 1997). Os valores derivam-se,
principalmente, dos dados de refletância da banda vermelha e do infra -vermelho
próximo. Eles operam pela intensidade da absorção do pigmento da clorofila no
vermelho, em contraste com a alta refletância dos materiais das plantas no infra-
vermelho próximo. As potencialidades e limites dos diferentes índices são discutidos
por vários autores (PLUMMER, 2000, MASELLI et al, 1998) e aplicações desse índice
em análises de ecossistemas urbanas podem ser observadas em estudos de casos
realizados por CARLSON et al. (2000).
A determinação do índice de vegetação desenvolvido para o sensor
TM/LANDSAT utilizado é calculada pela equação.
NDVI = TM4 – TM3 TM4 - TM
4.3.2.3. Classificação
O processo de classificação compreendeu as seguintes etapas: definição das
áreas de treinamento, extração e análise das assinaturas, aplicação de algoritmos de
classificação e verificação dos resultados. Para definição das áreas de treinamento,
utilizaram-se as aerofotos da cidade de Cuiabá e Várzea Grande, na escala 1:8000, do
ano de 1999, obtidas junto à Prefeitura Municipal de Cuiabá.
Inicialmente, efetuou-se um corte retangular na imagem da região
correspondente à área urbana de Cuiabá e Várzea Grande para classificação do uso e
ocupação do solo e cálculo do NDVI. A partir de uma avaliação da separabilidade das
classes espectrais, foram definidas seis classes (urbanização alta, urbanização baixa,
74
mata ciliar, cerrado, campo e água) usando os algoritmos da máxima verossimilhança e
da distância mínima.
A verificação dos resultados da classificação ocorreu com a seleção aleatória de
194 pixels de cada categoria para efetuar o cálculo das estatísticas da matriz de erro e do
coeficiente de Kappa. A matriz de erro compara os pontos de validação armazenados
em um próprio PI, com o valor obtido da classificação. Na matriz, as colunas
representam o uso real e as linhas, o resultado da classificação.
4.4. Operações no SIG
Para correlacionar o aporte por sub-bacia com os índices de vegetaçã o e os
resultados da classificação do uso e ocupação do solo, no SIG, as respectivas camadas
provenientes do processamento de imagens foram sobrepostas ao plano de informação -
PI da divisão de sub-bacias. Através do módulo do IDRISE Database Workshop, foram
obtidos em forma tabular, os momentos por sub-bacia (média e desvio padrão).
Delimitaram-se as sub-bacias pela interpretação da topografia (curvas de nível, pontos
cotados e hidrografia das plantas digitais). Na correção de erros e criação da topologia,
o arquivo vetorial ACAD foi importado para o ArcInfo e o PI, corrigido, reencaminhado
ao IDRISE e rasterizado. Quando essas áreas extrapolaram o limite do perímetro
urbano, atingindo grandes porções de áreas rurais, fez-se uma subdivisão dessa sub-
bacia e considerou-se apenas a fração sob influência da área urbana, dentro do enfoque
do estudo.
4.5. Modelo de Qualidade da Água – QUAL-2E
Este estudo utilizou o modelo matemático QUAL2E com o objetivo de avaliar a
situação atual e simular cenários futuros para a bacia, considerando o crescimento
populacional para os anos de 2005 e 2010 e as condições de tratamento do efluente
doméstico (0% e 80%) de remoção de DBO.
75
4.5.1. Formulação do Modelo QUAL2E
A equação diferencial básica dos modelos matemáticos de qualidade da água é a
equação unidimensional de transporte de massa.
1 d (AC) = 1 d (AD dC) – 1 d (AUC) + dC + S A dt A dx dx A dx dt
Onde:
C – concentração de uma determinada substância A – seção transversal do rio U – velocidade D – coeficiente de dispersão longitudinal S – fontes externas
dtdC
- taxa ou velocidade de consumo por reação
4.5.2. Calibração do Modelo
O modelo QUAL2E foi calibrado para o rio Cuiabá no trecho de 26 Km,
correspondente ao perímetro urbano que recebe a contribuição de 13 pequenos
tributários, principais condutores de cargas orgânicas originadas dos esgotos domésticos
produzidos nessas sub-bacias. Foram simulados os seguintes constituintes: oxigênio
dissolvido, demanda bioquímica de oxigênio e coliformes fecais.
As características hidráulicas do rio foram estabelecidas a partir dos coeficientes
a, b, c, d, obtidos através dos dados de medições de descargas das estações
fluviométricas localizadas ao longo desse trecho, conforme Tabela 2. Adotou-se o
coeficiente de Manning igual a 0,003, em todos os trechos, conforme determinado por
PINHO (1998). Para calibrar o modelo, utilizaram-se as vazões médias do período de
estiagem (maio a outubro) dos anos de 1999 e 2000.
Tabela 2 - Coeficientes Hidráulicos para o Trecho do Rio Cuiabá – Mato Grosso.
Coeficientes Trechos A B C D
Passagem da Conceição 0,017 O,230 0,08 0,7361 São Gonçalo 0,009 0,701 2,218 0,081
76
4.5.3. Coeficientes de Qualidade da Água
Os coeficientes utilizados neste modelo para calibração foram: desoxigenação da
matéria orgânica (K1), reaeração (K2), taxa de remoção da DBO5 por sedimentação (K3),
demanda bentônica do trecho (K4), decaimento bacteriano e coeficiente de dispersão
(K), sendo que:
K1 = 0,15 d-1 representa a situação de rios de água limpa;
K2 = valor obtido pela equação de O’Conner e Dobbins, (0,6 m < H<4,0 e 0,05
m/s<v<0,8 m/s);
K5 = 1,0 d-1
K3 e K4 = coeficientes desconsideradas nesta análise;
K = 60
4.5.4. Cargas Domésticas e Vazões Efluentes
As cargas domésticas de DBO, coliformes fecais e as vazões dos treze tributários
do rio Cuiabá nesse trecho, utilizadas na calibração, foram determinadas com base nos
valores médios dos parâmetros físico-químicos, bacteriológicos e nas vazões medidas
no período de seca, entre os anos de 1999 e 2000. Poteriormente, compararam-se os
resultados calculados pelo modelo com os dados observados nos postos de
monitoramento de qualidade da água, definidos ao longo desse trecho (Rc6, Rc7, Rc8,
Rc9, Rc11 e Rc12), sendo selecionados os valores observados no período de seca.
4.5.5. Discretização do Trecho do Rio
Neste estudo, os percursos e os pontos mencionados estão identificados pelos
quilômetros, onde a Passagem da Conceição, ponto Rc5, foi adota da como km 26 e
considerada como o ponto de início do rio. A escolha desse ponto deve-se ao fato de sua
localização ser a montante de todo o lançamento proveniente das atividades de origem
doméstica e industrial. O ponto final do trecho foi a ponte JK ( Rc12), por estar 10 km
77
afastada dos lançamentos, embora as sub-bacias do município da Várzea Grande
efetuem lançamento ao longo desse trecho.
Cada trecho foi discretizado em elementos computacionais de 794 m, ficando, o
sistema representado graficamente no diagrama unifilar (Figura 15), composto por 2
trechos com 33 elementos. Para se definirem as condições iniciais e de contorno da
calibração (valores de início do trecho) utilizaram-se os valores de OD, DBO e
coliformes dos dados de campanhas de campo realizadas no período.
4.5.5.1. Cargas Industriais
Os dados das cargas industriais foram obtidos a partir das taxas de DBO e de
vazões fornecidas pela Fundação Estadual de Meio Ambiente (FEMA). Para os casos
em que não se dispunha de dados de vazão do efluente, adotou-se o valor de 50 l/s, de
forma a não afetar o balanço de quantidade de água do rio.
4.5.5.2. Simulação de Cenários de Intervenção
Simularam-se para as sub-bacias algumas alternativas de intervenção,
considerando a população no ano de 2000 e o crescimento populacional para os anos de
2005 e 2010. Considerou-se, ainda, a hipótese de não se ter nenhum tratamento ou de se
ter tratamento a nível secundário, com remoção de DBO de 80% e coliformes de 95%
dos sistemas de tratamento a serem ampliados e impla ntados nos municípios de Cuiabá
e Várzea Grande.
As Tabelas 3,4 e 5 contêm os valores das concentrações dos constituintes DBO e
coliformes para os anos de 2000, 2005 e 2010, calculados a partir das características
químicas de um esgoto bruto típico (SPERLING, 1996). Esses valores representam as
concentrações estimadas sem que ocorra nenhuma remoção e foram calculados com
uma taxa de 0,054 kg/hab.d para a DBO, g/hab/d e coliformes fecais de 108
NMP/100ml/hab. Considerou-se uma depuração nas cargas orgânicas e de coliformes de
20%, devido às perdas ocasionadas pela infiltração no solo, tratamento com disposição
em fossa e sumidouros, fossas negras, entre outras, Tabela 6. Esta mesma Tabela
78
mostra, ainda, os valores calculados levando-se em conta a remoção resultante do
sistema de tratamento a ser implementado conforme detalhado acima.
Tabela 3 - Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Fecais, para as Sub - Bacias do Rio Cuiabá,-Mato Grosso - Ano de 2000.
Sub- bacias
População (hab)
Vazão contribuição (m3/s)
DBO (mg/l)
Coliformes Fecais (NMP/100ml)
Vazão Incremental (m3/s)
SB01 - 0,34 SB02 51209,00 3,089 85,35 4,10E+10 0,088905 SB03 42764,00 0,234 133,64 3,42E+10 0,074243 SB04 0,200 0,00 0,00E+00 0 SB05 27557,00 1,458 14,06 2,20E+10 0,047842 SB06 5979,00 0,010 298,94 4,78E+09 0,01038 SB07 2682,00 0,005 268,20 2,15E+09 0,004656 SB08 22974,00 0,040 287,17 1,84E+10 0,039885 SB09 1875,00 0,003 3,75 1,50E+09 0,003255 SB10 47666,00 0,333 288,00 3,81E+10 0,082753 SB14 41886,00 0,433 58,18 3,35E+10 0,072719 SB15 34046,00 0,059 288,00 2,72E+10 0,059108 SB16 45878,00 1,086 79,10 3,67E+10 0,079649 SB17 59908,00 0,674 52,55 4,79E+10 0,104007 SB18 38989,00 16,068 57,34 3,12E+10 0,067689 SB19 70290,00 0,652 66,31 5,62E+10 0,122031 SB20 190000,00 0,330 23,75 1,52E+11 0,329861 SB21 24721,00 4,043 247,21 1,98E+10 0,042918
79
Figura 15 - Diagrama Unifilar Demonstrando as Contribuições Pontuais dos Lançamentos Domésticos e Industriais.
Indústria Bebida 01 (900m)
Captação Cuiabá (1600m)(1700m) Córrego Ribeirão do Lipa
(3300m) Córrego Pari
Guarita Coophamil (4100m)
Ponte Mário Andreaza (4500m)
Coophamil (5850m)(6250m) Captação VG
(6910m) Córrego Embauval
(7310m) Captação VG
(7860m) Córrego sem denominação
Ponte Nova (8560m)
Captação Cuiabá (9660m)Córrego Mané Pinto (9760m)Ponte Júlio Muller (9910m)
Córrego Prainha (10160m)Córrego Gambá (10960m)
Córrego Barbado (13060m)
Rio Coxipó (14360m)Córrego São Gonçalo (14860m)
Parque Cuiabá (16060m)
Ponte JK (26260m)
Passagem da Conceição (0)
Pontos de AmostragemContibuição de efluentes domésticosContribuição de efluentes industriaisCaptação
(19160m) Córrego Piçarrão
(24160m) Córrego Engordador
(25260m) Córrego Boca de Santana
80
Tabela 4 – Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Fecais para as Sub - Bacias do Rio Cuiabá,-Mato Grosso - Ano de 2005.
Sub- bacias
População (hab)
Vazão contribuição (m3/s)
DBO (mg/l)
Coliformes Fecais (NMP/100ml)
Vazão Incremental (m3/s)
SB01 0,340 0 SB02 54640,003 3,18 91,07 4,37E+10 0,094861 SB03 45629,188 0,31 142,59 3,65E+10 0,079217 SB04 0 0,200 0,00 0,00E+00 0 SB05 29403,319 1,509 15,00 2,35E+10 0,051047 SB06 6379,593 0,021 318,98 5,10E+09 0,011076 SB07 2861,694 0,005 286,17 2,29E+09 0,004968 SB08 24513,258 0,082 306,41 1,96E+10 0,042558 SB09 2000,625 0,007 4,00 1,60E+09 0,003473 SB10 50859,622 0,421 307,30 4,07E+10 0,088298 SB14 44692,362 0,510 62,07 3,58E+10 0,077591 SB15 36327,082 0,122 307,30 2,91E+10 0,063068 SB16 48951 ,826 1,086 84,40 3,92E+10 0,084986 SB17 63921,836 0,674 56,07 5,11E+10 0,110975 SB18 41601,263 16,068 61,18 3,33E+10 0,072224 SB19 74999,43 0,652 70,75 6,00E+10 0,130207 SB20 202730 0,330 25,34 1,62E+11 0,351962 SB21 26377,307 4,043 263,77 2,11E+10 0,045794
Tabela 5 – Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Fecais para as Sub - Bacias do Rio Cuiabá,-Mato Grosso - Ano de 2010.
Sub- Bacias
População (hab)
Vazão contribuição (m3/s)
DBO (mg/l)
Coliformes Fecais (NMP/100ml)
Vazão Incremental (m3/s)
SB01 0,34 97,17 4,66E+10 0 SB02 58301 3,19 152,14 3,89E+10 0,101 SB03 48686 0,32 0,00 0,00E+00 0,085 SB04 0 0,20 16,01 2,51E+10 0,000 SB05 31373 1,51 153,33 5,45E+09 0,054 SB06 6807 0,02 304,80 2,44E+09 0,012 SB07 3053 0,01 326,94 2,09E+10 0,005 SB08 26156 0,09 4,27 1,71E+09 0,045 SB09 2135 0,01 75,37 4,34E+10 0,004 SB10 54267 0,43 55,45 3,81E+10 0,094 SB14 47687 0,52 322,96 3,10E+10 0,083 SB15 38761 0,13 90,05 4,18E+10 0,067 SB16 52232 1,18 59,83 5,46E+10 0,091 SB17 68205 0,79 65,28 3,55E+10 0,118 SB18 44389 16,14 75,49 6,40E+10 0,077 SB19 80024 0,79 27,04 1,73E+11 0,139 SB20 216313 0,71 281,45 2,25E+10 0,376 SB21 28145 4,09 97,17 4,66E+10 0,049
81
Tabela 6 - Concentrações Estimadas de DBO e Coliformes Considerando Tratamento Secundários para as Sub – Bacias do Rio Cuiabá,-Mato Grosso -Anos 2000, 2005 e 2010.
2000 2005 2010
Sub-Bacias
DBO (mg/l)
Col. Fecal (NMP/100ml)
DBO (mg/l)
Col. Fecal (NMP/100ml)
DBO (mg/l)
Col. Fecal (NMP/100ml)
SB01 SB02 68,28 6,15E+09 18,21 6,56E+09 19,43 4,43E+10 SB03 106,91 5,13E+09 28,52 5,48E+09 30,43 3,70E+10 SB04 0,00 0,00E+00 0,00 0,00E+00 0,00 0,00E+00 SB05 11,25 3,31E+09 3,00 3,53E+09 3,20 2,38E+10 SB06 239,16 7,17E+08 63,80 7,66E+08 30,67 5,17E+09 SB07 214,56 3,22E+08 57,23 3,43E+08 60,96 2,32E+09 SB08 229,73 2,76E+09 61,28 2,94E+09 65,39 1,99E+10 SB09 3,00 2,25E+08 0,80 2,40E+08 0,85 1,62E+09 SB10 230,40 5,72E+09 61,46 6,10E+09 15,07 4,12E+10 SB14 46,54 5,03E+09 12,41 5,36E+09 11,09 3,62E+10 SB15 230,40 4,09E+09 61,46 4,36E+09 64,59 2,95E+10 SB16 63,28 5,51E+09 16,88 5,87E+09 18,01 3,97E+10 SB17 42,04 7,19E+09 11,21 7,67E+09 11,97 5,18E+10 SB18 45,87 4,68E+09 12,24 4,99E+09 13,06 3,37E+10 SB19 53,05 8,43E+09 14,15 9,00E+09 15,10 6,08E+10 SB20 19,00 2,28E+10 5,07 2,43E+10 5,41 1,64E+11 SB21 197,77 2,97E+09 52,75 3,17E+09 56,29 2,14E+10
Para a simulação das diversas alternativas, considerou-se a vazão crítica
apresentada pelo rio Cuiabá, na Estação do Porto (Rc8), no período da seca, de 86 m3/s,
tida como a vazão mínima a ser mantida após o fechamento das comportas da usina de
Manso.
82
5. RESULTADOS
Neste capítulo serão apresentados os resultados das análises estatísticas
exploratórias, testes de hipóteses, séries cronológicas e das curvas de tendência
observadas para as variáveis da qualidade da água na bacia do rio Cuiabá, nas últimas
décadas. Compõem também este capítulo a inter-relação entre as análises multivariadas
e das classes de ocupação nas treze sub-bacias localizadas no per ímetro urbano, com as
variáveis físico-químicas e bacteriológicas observadas no mesmo período. Múltiplos
cenários do rio Cuiabá foram simulados a partir do modelo matemático QUAL2E para
avaliar a situação atual e prognosticar o impacto do crescimento populacional para os
anos de 2005 e 2010, considerando o aumento das cargas dos esgotos domésticos na
bacia, se medidas de saneamento não forem implementadas.
5.1. Comparação Entre as Fontes
Testes de Friedman e de Wilconson para amostras relacionadas foram aplicadas
com o objetivo de verificar a ocorrência de diferenças significativas entre as vinte e sete
variáveis listadas na Tabela 7, referentes às fontes de dados da UFMT, FEMA e
FURNAS, para os pontos Rc5 e Rc12, localizados no rio Cuiabá, e os resultados
encontram-se dispostos na Tabela mencionada. No ponto Rc5, registraram-se diferenças
significativas (sig. < 0,05) entre as fontes, apenas para os sólidos totais voláteis, não
sendo analisadas as variáveis relativas aos sólidos suspensos e fixos em função do baixo
número de observações disponíveis.
Das variáveis analisadas para o ponto Rc12, apenas dois constituintes, fósforo
total e coliforme total apresentaram diferenças significativas entre as três fontes. De
83
uma forma geral, das vinte e sete variáveis analisadas nos dois pontos, somente três
tiveram diferenças representativas, não sendo, por isso, consideradas neste estudo.
Tabela 7 - Resultados do Teste de Friedman e Wilconson para as Variáveis Físico –Químicas e Bacteriológicas nos Pontos Rc5 e Rc12 Rio Cuiabá, Cuiabá – Mato Grosso - 1987-2000
Rc5 Rc12 Variáveis Friedman
(n amostras) Wilconson (2amostras)
Friedman (n amostras)
Wilconson (2amostras)
Temperatura do Ar (ºC) sig > 0,05 - Sig > 0,05 - Temperatura da Água (ºC) sig > 0,05 - Sig > 0,05 - PH sig > 0,05 - Sig > 0,05 - Cor (uH) - sig > 0,05 Sig > 0,05 - OD (mg/l) sig > 0,05 - sig > 0,05 - DQO (mg/l) Sig.>0,05 - Sig. > 0,05 DBO (mg/l) sig > 0,05 - sig > 0,05 - Alcalinidade Total (mg/l) - sig > 0,05 - sig > 0,05 Turbidez UT sig > 0,05 - sig > 0,05 - Condutividade (µS/cm) sig > 0,05 - sig > 0,05 - Sólidos Suspensos Totais (mg/l) - sig > 0,05 sig > 0,05 - Sólidos Suspensos Fixos (mg/l) - - sig > 0,05 - Sólidos Suspensos Voláteis (mg/l) * - sig > 0,05 - Sólidos Totais (mg/l) sig > 0,05 - sig > 0,05 - Sólidos Totais Fixos (mg/l) - sig > 0,05 sig > 0,05 - Sólidos Totais Voláteis (mg/l) sig < 0,05 - sig > 0,05 - Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/l) - sig > 0,05 sig > 0,05 - Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/l) * - sig > 0,05 - Nitrogênio Total (mg/l) * - * - Nitrogênio Amoniacal (mg/l) * - * - Nitrato (mg/l) * - * - Nitrito (mg/l) * - * - Transparência (m) - - sig > 0,05 - Fósforo Total (mg/l) sig > 0,05 - sig < 0,05 - Coliformes Totais (NMP/100ml) sig > 0,05 - sig < 0,05 - Coliformes Fecais (NMP/100ml) sig > 0,05 - sig > 0,05 - Nitrogênio Total Kjeldhal (mg/l) sig > 0,05 - sig > 0,05 - * variáveis não analisadas
5.2. Estatísticas Exploratórias
Os resultados obtidos nas análises de tendência central e variabilidade das vinte
e sete variáveis físico-químicas e bacteriológicas, nos pontos Rc5 e Rc12, localizados a
montante e a jusante do perímetro urbano, nos períodos de seca e chuva, entre 1987 e
2000, estão apresentados na Tabelas 8 e 9 e ilustrados na Figura 16 a-l. Para cada
variável foram, ainda, discutidas,ainda, as hipóteses de variação em decorrência da
sazonalidade nos pontos e ao longo do trecho, Tabelas 10 e 11, e as diferenças entre a
qualidade da água a montante e a jusante do perímetro urbano, Tabe las 12 e 13, em
relação aos padrões definidos pela Resolução CONAMA 20 para um rio Classe II,
Tabela 14.
84
Tabela 8 - Estatísticas Descritivas das Variáveis Físico-químicas e Bacteriológicas do Ponto Rc5 no Período de Seca e Cheia do Rio Cuiabá - Mato Grosso– 1987 à 2000.
Período Seca Cheia Mín. Máx. Per.
25 Per. 50
Per. 75
Mín. Máx. Per. 25
Per. 50
Per. 75
Temperatura do Ar (oC) 16,00 37,00 26,30 29,00 32,00 17,20 38,00 29,00 30,00 32,70 Temperatura da Água (oC) 19,00 33,30 25,00 26,00 28,00 25,00 34,00 28,00 28,95 30,00 PH 5,90 8,60 7,60 7,80 8,04 6,30 7,96 7,20 7,51 7,75 Cor (uH) 5,00 120,00 8,00 15,00 35,00 10,00 400,00 21,25 70,00 150,00 OD (mg/l) 5,01 8,63 7,00 7,50 8,00 4,90 8,80 6,61 7,00 7,42 DQO (mg/l) 1,45 20,00 4,00 6,80 9,70 1,90 39,00 6,24 10,20 15,40 DBO (mg/l) ,08 6,00 ,96 1,00 1,33 ,05 8,00 ,90 1,00 1,78 Alcalinidade Total (mg/l) 6,00 96,00 36,00 45,00 51,00 5,90 76,00 26,50 35,00 40,00 Turbidez UT 1,70 65,00 5,53 8,75 17,00 4,00 275,00 28,50 42,00 71,85 Condutividade (µS) 9,80 220,00 79,33 89,00 98,60 19,40 103,60 52,00 62,00 72,00 Sólidos Susp. Totais (mg/l) 2,00 240,00 8,00 13,00 22,00 4,00 231,00 34,75 75,00 113,25 Sólidos Susp. Fixos (mg/l) 1,00 273,00 6,00 13,00 87,50 6,00 265,00 35,15 46,50 133,25 Sólidos Susp. Voláteis (mg/l) 1,00 219,00 3,75 7,00 10,25 2,00 62,00 5,00 9,50 16,75 Sólidos Totais (mg/l) 46,00 2640,00 75,50 117,00 170,00 51,00 330,00 99,00 159,00 215,00 Sólidos Tot. Fixos (mg/l) 1,00 2512,00 36,00 53,50 84,00 2,00 285,00 56,00 116,50 160,00 Sólidos Tot. Voláteis (mg/l) 3,00 299,00 12,00 39,00 98,00 2,00 277,00 16,00 33,00 57,00 Sólidos Diss. Fixos (mg/l) 5,00 2501,00 26,00 45,50 79,00 10,00 263,00 48,75 63,00 139,00 Sólidos Diss. Voláteis (mg/l) ,00 148,00 18,75 63,50 98,00 7,00 151,00 13,00 44,00 53,00 Nitrogênio Total (mg/l) ,03 1,37 ,14 ,33 ,46 ,03 ,89 ,32 ,35 ,60 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) ,01 ,48 ,01 ,02 ,04 ,01 ,48 ,02 ,03 ,06 Nitrato (mg/l) ,010 ,285 ,020 ,050 ,110 ,010 ,937 ,053 ,098 ,170 Nitrito (mg/l) ,001 ,050 ,005 ,005 ,005 ,003 ,050 ,005 ,005 ,009 Transparência (m) ,09 1,50 ,60 ,90 1,10 ,10 1,10 ,18 ,20 ,35 Fósforo Total (mg/l) ,005 ,476 ,034 ,050 ,088 ,020 6,70 ,072 ,103 ,190 Colifor. Totais (NMP/100ml) 2,00E+01 1,65E+05 2,E+02 5,E+02 2,E+03 1,E+02 1,6E+06 1,E+03 3,E+03 1,E+04 Colifor. Fecais (NMP/100ml) 2,00E+00 8,0E+04 8,E+01 2,E+02 7,E+02 2,E+00 9,0E+04 1,E+02 7,E+02 2,E+03 Nitrogênio Total Kjeldhal ,01 1,32 ,14 ,29 ,55 ,01 1,53 ,16 ,27 ,43
85
Tabela 9 - Estatísticas Descritivas das Variáveis Físico-químicas e Bacteriológicas do Ponto Rc12 no Período de Seca e Cheia do Rio Cuiabá –Mato Grosso– 1987 à 2000.
Período Seca Cheia Mín. Máx. Per.
25 Per. 50
Per. 75
Mín. Máx. Per. 25
Per. 50
Per. 75
Temperatura do Ar (oC) 18,90 38,00 28,00 31,00 33,00 17,20 38,00 29,00 30,00 32,70 Temperatura da Água (oC) 23,00 38,00 26,00 27,50 28,70 25,00 34,00 28,00 28,95 30,00 PH 5,80 8,39 7,46 7,70 7,83 6,30 7,96 7,20 7,51 7,75 Cor (uH) 5,00 160,00 8,75 20,00 38,50 10,00 400,00 21,25 70,00 150,00 OD (mg/l) 3,70 8,50 6,36 6,98 7,30 4,90 8,80 6,61 7,00 7,42 DQO (mg/l) ,16 26,00 4,90 7,00 11,28 1,90 39,00 6,24 10,20 15,40 DBO (mg/l) ,36 4,00 1,00 1,00 1,60 ,05 8,00 ,90 1,00 1,78 Alcalinidade Total (mg/l) 15,00 58,00 33,00 43,00 48,00 5,90 76,00 26,50 35,00 40,00 Turbidez UT 1,20 65,10 8,07 10,00 18,25 4,00 275,00 28,50 42,00 71,85 Condutividade (µS) 41,80 222,00 86,75 94,00 104,33 19,40 103,60 52,00 62,00 72,00 Sólidos Susp. Totais (mg/l) 4,00 835,00 15,00 20,00 34,00 4,00 231,00 34,75 75,00 113,25 Sólidos Susp. Fixos (mg/l) 3,00 79,00 6,00 14,00 23,00 6,00 265,00 35,15 46,50 133,25 Sólidos Susp. Voláteis (mg/l) 1,00 60,00 4,00 6,00 9,00 2,00 62,00 5,00 9,50 16,75 Sólidos Totais (mg/l) 17,00 1184,00 77,00 102,50 143,00 51,00 330,00 99,00 159,00 215,00 Sólidos Tot. Fixos (mg/l) 3,00 195,00 48,00 61,00 90,00 2,00 285,00 56,00 116,50 160,00 Sólidos Tot. Voláteis (mg/l) 3,00 1086,00 15,00 28,00 56,00 2,00 277,00 16,00 33,00 57,00 Sólidos Diss. Fixos (mg/l) 7,00 135,00 27,00 46,00 78,00 10,00 263,00 48,75 63,00 139,00 Sólidos Diss. Voláteis (mg/l) 1,00 1079,00 24,00 43,00 72,00 7,00 151,00 13,00 44,00 53,00 Nitrogênio Total (mg/l) ,03 1,56 ,24 ,37 ,54 ,03 ,89 ,32 ,35 ,60 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) ,01 ,97 ,02 ,05 ,07 ,01 ,48 ,02 ,03 ,06 Nitrato (mg/l) ,010 ,285 ,040 ,056 ,160 ,010 ,937 ,053 ,098 ,170 Nitrito (mg/l) ,002 ,050 ,005 ,005 ,005 ,003 ,050 ,005 ,005 ,009 Transparência (m) ,06 ,90 ,36 ,60 ,70 ,10 1,10 ,18 ,20 ,35 Fósforo Total (mg/l) ,000 ,654 ,051 ,089 ,111 ,020 ,670 ,072 ,103 ,190 Colifor. Totais (NMP/100ml) 3,60E+02 2,2E+05 1,E+04 2,E+04 3,E+04 1,E+02 1,6E+06 1,E+03 3,E+03 1,E+04 Colifor. Fecais (NMP/100ml) 9,70E+01 1,6E+05 5,E+03 1,E+04 2,E+04 2,E+00 9,0E+04 1,E+02 7,E+02 2,E+03 Nitrogênio Total Kjeldhal ,01 2,67 ,18 ,37 ,53 ,01 1,53 ,16 ,27 ,43
86
Figura 16 a-l - Gráficos Box - Plot das Variáveis Físico - Químicas nos Pontos Rc5 e Rc12 Localizados a montante e a jusante do Perímetro Urbano da Cidade de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso - 1987-2000
3263 4382N =
PONTO
125
pH
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
(c)
2961 4280N =
PONTO
125
Turb
idez
(uT)
300
200
100
0
(i)
3262 4384N =
PONTO
125
Con
dutiv
idad
e (U
S/c
m)
300
200
100
0
4959 6682N =
PONTO
125
Tem
pera
tura
do
Ar (
oC)
40
30
20
103158 4175N =
PONTO
125
Tem
pera
tura
da
Águ
a (o
C)
40
30
20
10
2
13
205
11
41
(a) (b)
2036 2750N =
PONTO
125
Cor
(uH
)
500
400
300
200
100
0
(d)
2450 3171N =
PONTO
125
Alc
alin
idad
e (C
aCO
3)
300
200
100
0
(h)
1925 3038N =
PONTO
125
Sól
idos
Sus
pens
os T
otai
s (m
g/l)
300
200
100
0
(k)
1928 2945N =
PONTO
125
Sól
idos
Sus
pens
os F
ixos
(m
g/l)
300
200
100
0
(l) (j)
4860 6274N =
PONTO
125
OD
(m
g/l)
10
9
8
7
6
5
4
3
(e) 4555 5977N =
PONTO
125
DQ
O (
mg/
l)
50
40
30
20
10
0
-10
(f)
4353 5972N =
PONTO
125
DB
O(m
g/l)
10
8
6
4
2
0
-2
(g)
87
Tabela 10 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos de Cheia e Seca no Ponto Rc5 do Rio Cuiabá - Cuiabá e Várzea Grande- Mato Grosso - 1987-2000.
Sig. Monte Carlo (bilateral) Sig. Monte Carlo (unilateral) Intervalo de
confiança de 99% Intervalo de confiança
de 99% U de Mann-
Whitney W de Wilcoson
Z Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Temperatura do Ar (oC) 1952,500 5355,500 -1,953 ,047b ,042 ,053 ,023b ,019 ,027 Temperatur a da Água (oC) 820,500 3670,500 -6,160 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 PH 1314,000 3330,000 -5,063 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Cor (uH) 360,500 1635,500 -4,738 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 OD (mg/l) 1444,000 3274,000 -3,474 ,001b ,000 ,001 ,000b ,000 ,001 DQO (mg/l) 1279,500 4282,500 -3,869 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 DBO (mg/l) 1845,000 4473,000 -,327 ,741b ,730 ,753 ,378b ,366 ,390 Alcalinidade total (mg/l) 1006,00 2281,500 -4,407 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Turbidez UT 697,500 3937, 500 -7,252 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Condutividade (µS/cm) 702,500 2655,500 -7,529 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Sólidos Suspensos Totais (mg/l) 166,500 907,500 -4,337 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Sólidos Suspensos Fixos (mg/l) 368,000 1403,000 -2,973 ,004b ,002 ,005 ,002b ,001 ,003 Sólidos Suspensos Voláteis (mg/l) 224,000 659,000 -1,345 ,182b ,172 ,192 ,092b ,084 ,099 Sólidos Totais (mg/l) 733,000 2164,000 -2,375 ,018b ,014 ,021 ,008b ,006 ,011 Sólidos Totais Fixos (mg/l) 336,500 1156,500 -3,128 ,002b ,001 ,002 ,001b ,000 ,002 Sólidos Totais Voláteis (mg/l) 549,000 1014,000 -,436 ,667b ,655 ,679 ,332b ,320 ,344 Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/l) 117,000 417,000 -1,241 ,216b ,205 ,226 ,110b ,102 ,118 Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/l) 116,000 182,000 -,569 ,583b ,571 ,596 ,297b ,285 ,308 Nitrogênio Total (mg/l) 105,500 336,500 -1,099 ,283b ,271 ,295 ,139b ,130 ,148 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) 183,500 711,500 -1,862 ,060b ,054 ,066 ,030b ,025 ,034 Nitrato (mg/l) 218,000 746,000 -2,565 ,009b ,007 ,012 ,005b ,003 ,006 Nitrito (mg/l) 138,000 463,000 -2,062 ,044b ,039 ,049 ,021b ,017 ,025 Transparência (m) 134,000 459,000 -4,476 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Fósforo Total (mg/l) 802,500 3080,500 -4,923 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Coliformes Totais (NMP/100ml) 1144,500 3845,500 -4,510 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Coliformes Fecais (NMP/100ml) 1626,500 4327,500 -2,414 ,016b ,013 ,020 ,009b ,006 ,011 Nitrogênio Total Kjeldhal (mg/l) 1375,000 2503,000 -,502 ,629b ,616 ,641 ,314b ,302 ,326
88
Tabela 11 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos de Cheia e Seca no Ponto Rc12 do Rio Cuiabá - Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso -1987-2000.
Sig. Monte Carlo (bilateral) Sig. Monte Carlo (unilateral) Intervalo de
confiança de 99% Intervalo de confiança
de 99% U de Mann-
Whitney W de Wilcoson
Z Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Temperatura do Ar (oC) 1532,500 2757,500 -,344 ,732b ,720 ,743 ,371b ,359 ,384 Temperatura da Água (oC) 558,000 2269,000 -4,976 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 PH 660,000 1986,000 -5,550 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Cor (uH) 397,500 1432,500 -3,795 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 OD (mg/l) 1033,000 2209,000 -2,744 ,006b ,004 ,008 ,002b ,001 ,004 DQO (mg/l) 733,500 2503,500 -3,899 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 DBO (mg/l) 1071,000 2841,000 -1,420 ,162b ,153 ,172 ,080b ,073 ,086 Alcalinidade total (mg/l) 588,000 1491,000 -3,731 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Turbidez UT 278,000 2169,000 -7,241 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Condutividade (µS/cm) 307,500 1582,500 -7,434 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Sólidos Suspensos Totais (mg/l) 142,000 772,000 -4,142 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Sólidos Suspensos Fixos (mg/l) 66,500 562,500 -4,700 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Sólidos Suspensos Voláteis (mg/l) 176,500 641,500 -2,002 ,042b ,037 ,047 ,023b ,019 ,027 Sólidos Totais (mg/l) 537,500 1713,500 -3,676 ,000b ,000 ,001 ,000b ,000 ,001 Sólidos Totais Fixos (mg/l) 238,500 979,500 -3,955 ,000b ,000 ,001 ,000b ,000 ,001 Sólidos Totais Voláteis (mg/l) 420,000 1086,000 -1,347 ,179b ,169 ,189 ,091b ,084 ,099 Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/l) 177,000 430,000 -,283 ,785b ,775 ,796 ,389b ,376 ,402 Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/l) 154,000 290,000 -,429 ,680b ,668 ,692 ,339b ,326 ,351 Nitrogênio Total (mg/l) 142,000 442,000 -2,104 ,031b ,026 ,035 ,016b ,013 ,019 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) 226,500 691,500 -2,128 ,035b ,030 ,040 ,018b ,015 ,022 Nitrato (mg/l) 315,500 811,500 -1,801 ,072b ,066 ,079 ,034b ,030 ,039 Nitrito (mg/l) 184,500 509,500 -2,119 ,034b ,029 ,038 ,019b ,015 ,022 Transparência (m) 151,500 476,500 -4,025 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Fósforo Total (mg/l) 502,000 1880,000 -4,607 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Coliformes Totais (NMP/100ml) 888,000 2214,000 -1,753 ,078b ,071 ,085 ,037b ,032 ,042 Coliformes Fecais (NMP/100ml) 1121,000 2447,000 -,007 ,995b ,994 ,997 ,498b ,485 ,511 Nitrogênio Total Kjeldhal (mg/l) 1206,000 2976,000 -1,148 ,252b ,241 ,263 ,127b ,119 ,136
89
Tabela 12 - Estatísticas de Contraste entre os Períodos no Ponto Rc5 - Cuiabá e Várzea Grande -Mato Grosso 1987-2000.
Sig. Monte Carlo (bilateral) Sig. Monte Carlo (unilateral) Intervalo de
confiança de 99% Intervalo de confiança
de 99% U de Mann-
Whitney W de Wilcoson
Z Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Temperatura do Ar (oC) 1422,500 2647,500 -,142 ,884b ,876 ,893 ,441b ,428 ,454 Temperatura da Água (oC) 102,000 2813,000 -1,353 ,173b ,163 ,182 ,085b ,077 ,092 PH 1171,500 2497,500 -2,480 ,011b ,008 ,013 ,006b ,004 ,008 Cor (uH) 592,500 1222,500 -,432 ,667b ,655 ,679 ,335b ,323 ,347 OD (mg/l) 831,500 2007,500 -3,765 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 DQO (mg/l) 1061,000 2601,000 -1,224 ,215b ,204 ,225 ,106b ,098 ,114 DBO (mg/l) 897,000 2328,000 -1,856 ,066b ,060 ,072 ,033b ,028 ,037 Alcalinidade total (mg/l) 919,500 1822,500 -1,024 ,308b ,296 ,319 ,150b ,141 ,159 Turbidez UT 1318,500 3209,500 -,889 ,371b ,359 ,383 ,184b ,174 ,194 Condutividade (µS/cm) 1523,500 3476,500 -,155 ,880b ,872 ,889 ,445b ,432 ,457 Sólidos Suspensos Totais (mg/l) 275,500 600,500 -,248 ,807b ,797 ,817 ,403b ,390 ,415 Sólidos Suspensos Fixos (mg/l) 261,000 471,000 -,397 ,694b ,683 ,706 ,348b ,336 ,360 Sólidos Suspensos Voláteis (mg/l) 169,000 340,000 -,322 ,764b ,753 ,775 ,387b ,374 ,399 Sólidos Totais (mg/l) 797,500 1658,500 -,019 ,988b ,985 ,991 ,495b ,482 ,508 Sólidos Totais Fixos (mg/l) 399,000 864,000 -,546 ,593b ,580 ,605 ,290b ,278 ,301 Sólidos Totais Voláteis (mg/l) 400,500 865,500 -,523 ,600b ,587 ,613 ,303b ,291 ,315 Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/l) 87,000 240,000 -,984 ,334b ,322 ,346 ,167b ,157 ,176 Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/l) 86,500 222,500 -,074 ,951b ,945 ,956 ,486b ,473 ,498 Nitrogênio Total (mg/l) 88,000 179,000 -1,362 ,186b ,176 ,196 ,096b ,088 ,103 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) 118,500 271,500 -2,108 ,036b ,031 ,041 ,018b ,015 ,022 Nitrato (mg/l) 316,500 592,500 -,104 ,923b ,917 ,930 ,465b ,452 ,478 Nitrito (mg/l) 163,500 299,500 -,385 ,713b ,701 ,725 ,358b ,346 ,371 Transparência (m) 288,000 613,000 -,487 ,630b ,617 ,642 ,311b ,299 ,322 Fósforo Total (mg/l) 860,500 2186,500 -1,791 ,072b ,065 ,079 ,036b ,031 ,041 Coliformes Totais (NMP/100ml) 384,500 2095,500 -6,029 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Coliformes Fecais (NMP/100ml) 344,500 2114,500 -6,361 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Nitrogênio Total Kjeldhal (mg/l) 704,500 1832,500 -3,025 ,003b ,001 ,004 ,001b ,000 ,002
90
Tabela 13 - Estatísticas de C ontraste entre os Períodos no Ponto Rc12 - Cuiabá e Várzea Grande -Mato Grosso - 1987-2000.
Sig. Monte Carlo (bilateral) Sig. Monte Carlo (unilateral) Intervalo de
confiança de 99% Intervalo de confiança
de 99% U de Mann-
Whitney W de Wilcoson
Z Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Sig. Limite Inferior
Limite Superior
Temperatura do Ar (oC) 2136,500 5539,500 -2,063 ,039b ,034 ,044 ,018b ,014 ,021 Temperatura da Água (oC) 1679,500 4529,500 -2,255 ,024b ,020 ,028 ,012b ,009 ,015 PH 1961,500 4106,500 -2,745 ,006b ,004 ,008 ,003b ,001 ,004 Cor (uH) 1069,500 2344,500 -,418 ,674b ,662 ,686 ,335b ,323 ,347 OD (mg/l) 1197,000 3150,000 -4,795 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 DQO (mg/l) 2143,500 5146,500 -,562 ,581b ,568 ,594 ,288b ,277 ,300 DBO (mg/l) 1874,000 4502,000 -1,220 ,223b ,212 ,234 ,111b ,103 ,119 Alcalinidade total (mg/l) 1578,500 2904,500 -1,205 ,226b ,215 ,236 ,113b ,105 ,121 Turbidez UT 1992,500 5232,500 -1,863 ,061b ,054 ,067 ,031b ,027 ,036 Condutividade (µS/cm) 2059,500 5629,500 -2,567 ,012b ,009 ,015 ,005b ,003 ,007 Sólidos Suspensos Totais (mg/l) 275,500 1151,000 -2,819 ,003b ,001 ,004 ,001b ,000 ,002 Sólidos Suspensos Fixos (mg/l) 410,000 1127,000 -,703 ,485b ,472 ,498 ,242b ,230 ,253 Sólidos Suspensos Voláteis (mg/l) 631,000 867,500 -,495 ,623b ,611 ,636 ,316b ,304 ,328 Sólidos Totais (mg/l) 402,500 2465,000 -,891 ,373b ,361 ,386 ,189b ,179 ,199 Sólidos Totais Fixos (mg/l) 1190,000 1479,000 -1,010 ,324b ,312 ,336 ,158b ,148 ,167 Sólidos Totais Voláteis (mg/l) 659,000 1413,500 -,698 ,483b ,470 ,496 ,244b ,233 ,255 Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/l) 672,500 560,000 -,088 ,934b ,928 ,940 ,471b ,458 ,483 Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/l) 260,000 501,000 -,352 ,734b ,723 ,745 ,364b ,351 ,376 Nitrogênio Total (mg/l) 248,000 432,500 -1,149 ,252b ,241 ,263 ,129b ,120 ,137 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) 201,500 817,500 -2,686 ,007b ,005 ,009 ,004b ,002 ,006 Nitrato (mg/l) 289,500 895,500 -1,773 ,074b ,067 ,081 ,035b ,030 ,040 Nitrito (mg/l) 367,500 624,000 -,362 ,658b ,646 ,671 ,321b ,309 ,333 Transparência (m) 299,000 800,500 -3,491 ,000b ,000 ,001 ,000b ,000 ,001 Fósforo Total (mg/l) 1228,000 3506,000 -2,755 ,006b ,004 ,008 ,003b ,002 ,005 Coliformes Totais (NMP/100ml) 404,500 3105,500 -7,405 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Coliformes Fecais (NMP/100ml) 440,500 3141,500 -7,221 ,000b ,000 ,000 ,000b ,000 ,000 Nitrogênio Total Kjeldhal (mg/l) 1549,000 3502,000 -1,452 ,141b ,132 ,150 ,071b ,064 ,077
91
Tabela 14 - Resultados do Teste da Mediana para os Pontos Rc5 e Rc12 em Relação ao Padrão CONAMA 20, do rio Cuiabá - Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso –1987-2000. Estatística de Contraste – Teste da Mediana para o Ponto Rc5 e Rc12. Ponto Rc5 Ponto Rc12 N. Mediana Sig.
Exata Probabilidade do Ponto
N. Mediana Sig. Exata
Probabilidade do Ponto
Cor 19 75.0000a * * 16 75.0000 1.000 .563b OD 21 5.0000 .000 .000b 17 5.0000 .000 .000b DBO 20 5.0000a * * 17 5.0000a * * Turbidez 21 100.0000a * * 17 100.0000a * * Sólidos Dissolvidos
14 500.0000a * * * *
Fósforo Total 19 2,500E+02 .000 .000b 15 2,500E+02 .002 .002b Coliforme Total 19 5000.0000 .058 .058b 15 5000.0000 .000 .000b Coliforme Fecal 19 1000.0000 .005 .005b 15 1000.0000 .000 .000b *teste não realizado
5.2.1. Temperatura do Ar
A temperatura mínima do ar no ponto Rc5, no período de seca, foi de 16,00 ºC, a
máxima de 37,00 ºC e a mediana de 31,00 ºC. Na cheia, a mínima atingiu 17,20 ºC, a
máxima 38,00 ºC e a mediana 30,00 ºC. No ponto Rc12, a temperatura do ar variou de
18,90 ºC a 38,00 ºC, com mediana de 31,00, no período de seca, e na cheia esteve entre
17,20 ºC e 37,00 ºC, com mediana de 30,00 ºC. Na Figura 16 (a), visualizam-se as
diferenças significativas observadas entre os pontos Rc5 e RC12, teste de Mann-
Whitney - sig. <0,05, durante a seca, enquanto que, no período de chuva, as diferenças
de temperatura não foram representativas. Da mesma forma, o ponto Rc5 apresentou,
em época de cheia, que corresponde ao verão, temperaturas mais elevadas, com
diferenças consideráveis em relação à seca, quando ocorrem temperaturas mais baixas.
5.2.2. Temperatura da Água
No ponto Rc5, a temperatura mínima da água foi de 19,00, a máxima de 33,30ºC
e a mediana de 26,00 ºC, no período de seca. Na época da cheia, registrou-se a mínima
de 25,00 ºC e a máxima de 34,00 ºC, com mediana de 28,95ºC. No ponto Rc12, a
temperatura da água ficou entre 23,00 Cº e 38,00 ºC e a mediana alcançou 27,50 ºC, na
seca, e na cheia, variou de 25,00 Cº a 33,00 ºC, com mediana de 29,70 ºC. A Figura 16
(b) ilustra os resultados obtidos na análise de Mann-Whitney (sig<0,05), onde se
obtiveram variações significativas, tanto entre os pontos quanto entre os períodos, com
menores valores no ponto Rc5 e durante a seca.
92
5.2.3. pH
Os valores do pH apresentaram, no ponto Rc5, uma faixa de variação entre 5,90
e 8,60, durante a seca, e de 6,30 a 7,9 6 na cheia. O ponto Rc12 demonstrou variações
entre 5,80 e 8,39 e 6,60 e 7,84, nos períodos de seca e cheia, respectivamente. Na Figura
16 (c) destacam-se diferenças significativas entre os pontos e os pe ríodos, com as
maiores variações no ponto Rc5, em época de seca. Observa -se, contudo, que os valores
mantiveram-se dentro da faixa estabelecida pela Resolução CONAMA 20.
5.2.4. Cor Aparente
A variável cor teve, no ponto Rc5, valores que, na seca, oscilaram entre 5,00 e
120,00 uH, com mediana de 15,00 uH, e, na cheia, entre 10,00 e 400,00 uH, com
mediana de 70,00 uH. Quanto ao ponto Rc12, durante a seca a cor mínima registrada
foi de 5,00 uH, elevando-se até 160,00 uH, sendo a mediana de 20,00 uH. Na cheia , os
valores estiveram entre 10,00 e 300,00 uH, com mediana de 60,00 uH. Verificou-se,
ainda, que ocorreram diferenças significativas (teste de Mann Whitney sig.< 0,05) entre
os períodos de seca e chuva, nos dois pontos observados, porém essa variável não
apresentou grandes diferenças (teste mediana sig.> 0,05) entre os pontos e manteve
todos os seus valores abaixo do limite de 75 uH, fixado pela Resolução CONAMA 20.
A variabilidade em cada ponto e entre os períodos é melhor visualizada na Figura 16
(d).
5.2.5. Oxigênio Dissolvido - OD
Com relação aos valores mínimo e máximo de OD no ponto Rc5, os dados
mostraram oscilações entre 5,01 mg/l e 8,63 mg/l e mediana de 7,50 mg/l, no período de
seca, e de 4,90 a 8,80 mg/l, com mediana de 7,00 mg/l, na cheia. No ponto Rc12, os
valores mantiveram-se entre 3,7 e 8,50 mg/l, com mediana de 6,98 mg/l, durante a seca,
e entre 4,59 e 8,51mg/l e mediana de 6,50 mg/l, no período de cheia. Na Figura 16 (d),
observa-se que ocorreu uma variação significativa no eixo montante – jusante e entre os
períodos sazonais, com maiores teores de oxigênio dissolvido disponível no ponto Rc5,
em época de seca. Maiores teores de OD foram observados no ponto Rc5, no período de
seca. Salienta -se, ainda, que apesar do decréscimo nas taxas no ponto Rc12, os teores
93
em ambos os pontos permaneceram acima do limite de 5 mg/l, definido pela Resolução
CONAMA 20.
5.2.6. Demanda Química de Oxigênio - DQO
No ponto Rc5, os teores mínimo e máximo de DQO variaram entre 3,0 e 35,97
mg/l e a mediana ficou em 7,79 mg/l, durante a seca, e entre 5,0 e 16,53 mg/l, com
mediana de 13,44 mg/l, no período de cheia. No ponto Rc12, os valores de DQO
oscilaram entre 3,0 e 11,58 mg/l, com mediana de 7,00 mg/l, em época de seca, e na
cheia, entre 8 e 19,67 mg/l, com mediana de 13,44 mg/l. A Figura 16 (f) ilustra
variações significativas, entre os períodos, nos dois pontos amostrados. Observam-se,
ainda, maiores teores no ponto Rc12, na estação chuvosa.
5.2.7. Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO
Os teores mínimo e máximo de DBO registrados no ponto Rc5 foram de 0,08 a
6,00 mg/l, no período de seca. Na cheia, o mínimo chegou a 0,05 mg/l e o valor máximo
a 8,00 mg/l, sendo a mediana de 1,00 mg/l igual para ambos os períodos. No ponto
Rc12, os valores mínimo e máximo oscilaram entre 0,36 mg/l e 4,00 mg/l, com mediana
de 1,00 mg/l e, na cheia, variaram entre 0,05 e 7,00 com mediana de 1,00 mg/l. Na
Figura 16 (g) salientam-se apenas as diferenças significativas (sig.< 0,05) que
ocorreram no período de cheia no ponto Rc12. Nas demais situações observadas, as
variações não se mostraram representativas.Em relação ao padrão estabelecido para um
rio classe II, esse constituinte permaneceu dentro do limite de 5 mg/l.
5.2.8. Alcalinidade
No ponto Rc5, os valores mínimo e máximo da alcalinidade total foram de 6,00
e 96,00 mg/l, com mediana de 45,00 mg/l, no período de seca. Na época da cheia, os
valores oscilaram entre 5,90 e 76,00 mg/l, com mediana de 45,00mg/l. No ponto Rc12,
o mínimo e máximo variaram entre 15,00 e 58,00 e a mediana foi de 43,00 mg/l, na
seca, tendo sofrido, no período de cheia, pequenas alterações, com o valor mínimo de
9,00, máximo de 61,00 mg/l e mediana de 30,25 mg/l. A Figura 16 (h) mostra que as
94
diferenças ocorridas de forma significativa entre os períodos, em ambos os pontos, e
uma pequena variação no eixo montante – jusante.
5.2.9. Turbidez
Os valores da turbidez, no ponto Rc5, no período de seca, estiveram entre 1,70 e
65,00 UT e a mediana em 8,75 UT. Na cheia ficaram entre 4,00 e 275,00 UT e a
mediana em 42,00 UT. No Ponto Rc12, os valores mínimo e máximo, na seca, foram de
1,20 e 65,10 UT e a mediana de 10,00 UT. Durante a cheia, a faixa de variação esteve
entre 12,00 e 160,00 UT e a mediana em 47,00 UT. Na Figura 16 (i) destacam-se as
variações mais expressivas que ocorreram nos pontos Rc5 e Rc12 e entre os períodos,
com maiores concentrações nas épocas de chuvas. Observam-se, também, diferenças
significativas no período de chuva, entre os pontos, com menores valores no ponto
localizado a montante do perímetro urbano. Em relação ao limite do CONAMA,
verificou-se, para ambos os pontos atenderam ao padrão de 100 UT.
5.2.10. Condutividade
A condutividade no ponto Rc5, no período de seca, variou entre 9,80 e 220,00
µS/cm, com mediana de 89,00 µS/cm e, na cheia, oscilou entre 19,40 e 103,60 µS/cm,
com mediana de 62,00 µS/cm. No ponto Rc12, os valores mínimo e máximo de
condutividade encontrados, na seca, foram de 41,80 e 222,00 µS/cm e mediana de 94
µS/cm e, na cheia, de 21,10 e 111,00 µS/cm e mediana de 61,70 µS/cm. Na Figura 16
(j), destacam-se as variações significativas nos pontos Rc5 e Rc12, nos períodos
sazonais, com maiores concentrações na seca, quando também se observou um
acréscimo no sentido montante –jusante.
5.2.11. Sólidos Suspensos Totais
No período de seca, registraram-se no ponto Rc5 valores na faixa de 2,00 a
240,00 mg/l, com mediana de 13,00 mg/l e, na cheia, de 4,00 a 231,00 mg/l e mediana
de 75,00 mg/l. No ponto Rc12, os valores variaram entre 4,00 e 835,00 mg/l, com
mediana de 20,00 mg/l, na seca, e de 7,00 a 208,00 mg/l, com mediana de 78,00 mg/l,
no período de cheia. Na Figura 16 (k), observa-se que as diferenças ocorreram de
95
maneira significativa nos pontos Rc5 e Rc12, tanto na seca como na cheia, bem como
entre os pontos, no sentido montante – jusante, na seca. Maiores concentrações foram
observadas no ponto Rc12, na época de cheia.
5.2.12. Sólidos Suspensos Fixos
No ponto Rc5, os valores dos sólidos suspensos fixos sofreram expressivas
variações, sendo o mínimo e máximo de 1,00 e 273,00 mg/l e a mediana de 13,00 mg/l,
no período de seca, e de 6,00 e 265,00 mg/l e mediana de 46,50 mg/l, na cheia. As
concentrações mínima e máxima, no ponto Rc12, ficaram entre 3,00 e 79,00 mg/l e a
mediana foi de 14,00 mg/l, na seca, e entre 14,00 e 198,00 mg/l e mediana de 59,00
mg/l, durante a cheia. A Figura 16 (l) ilustra variações significativas que ocorrem nos
pontos Rc5 e Rc12, em ambos os períodos, com maiores concentrações na cheia. Ao
longo do eixo montante -jusante, foram registradas pequenas oscilações, sem diferenças
significativas entre os pontos.
5.2.13. Sólidos Suspensos Voláteis
A variável sólidos suspensos voláteis apresentou, no ponto Rc5, no período de
seca, valores mínimo e máximo de 1,00 e 219,00 mg /l, com mediana de 7,00 mg/l e de
2,00 a 62,00, com mediana de 9,50 mg/l, na cheia. No ponto Rc12, os valores, na época
da seca, ficaram entre 1,00 e 60,00 mg/l e a mediana em 6,00 mg/l e, no período de
cheia, a variação foi de 3,00 a 88,00 mg/l, sendo que 50% das amostras (mediana)
apresentaram valores inferiores a 7,75 mg/l, conforme Figura 17 (a).
5.2.14. Sólidos Totais
Constata-se, na Figura 17 (b), que em ambos os pontos de amostragem, Rc5 e
Rc12, houve variações significativas de sólidos totais no período de seca. No ponto Rc5,
os valores mínimo e máximo foram de 46,00 e 2640,00 mg/l, com mediana de 117,00
mg/l e, na cheia, entre 51,00 e 330,00 mg/l, com mediana de 159,00 mg/l. No ponto
Rc12, os valores variaram entre 17,00 e 1184,00 mg/l, com mediana de 102,50 mg/l, na
seca, ficando entre 8,00 e 363,00 mg/l, com mediana de 150,00 mg/l, na época de cheia.
96
5.2.15. Sólidos Totais Fixos
Observa-se, no ponto Rc5, no período de seca, expressiva variação de sólidos
totais fixos. Os valores mínimo e máximo foram de 1,00 e 2512,00 mg/l e a mediana de
53,50 mg/l. Na cheia, os valores ficaram entre 2,00 e 285,00 mg/l, com a mediana de
116,50 mg/l. As concentrações, no ponto Rc12, oscilaram entre 3,00 e 195,00 mg/l e a
mediana foi de 61,00 mg/l, na seca, e entre 6,00 e 284,00 mg/l com mediana de 114,00
mg/l, no período de cheia. A Figura 17 (c) ressalta essas variações que ocorrem de
forma significativa nos pontos Rc5 e Rc12, tanto na cheia como na seca.
5.2.16. Sólidos Totais Voláteis
No ponto Rc5, os valores mínimo e máximo de sólidos totais voláteis variaram,
na seca, entre 3,00 e 299,00 mg/l, com mediana de 39,00 mg/l e, na cheia, entre 2,00 e
277,00 mg/l, com mediana de 33,00 mg/l. No ponto Rc12, os valores, no período de
seca, ficaram entre 3,00 e 1086,00 mg/l, sendo que 75% das amostras apresentaram
valores menores que 28,00 mg/l e, na cheia, a variação foi de 10,00 a 143,00 mg/l, com
mediana de 36 mg/l, conforme ilustra a Figura 17 (d).
5.2.17. Sólidos Dissolvidos Totais
No período de seca, os valores mínimo e máximo de sólidos dissolvidos totais,
no ponto Rc5, variaram entre 47,00 e 2626,00 mg/l, com mediana de 110,00 mg/l e, na
cheia, oscilaram entre 5,00 e 1208,00 mg/l, com mediana de 107,00 mg/l. O ponto
Rc12, na seca, assim como o ponto anterior, sofreu expressiva variação, onde os valores
mínimo e máximo foram de 8,00 e 1158,00 e a mediana de 91,50mg/l. No período de
cheia, variaram entre 23,00 e 208,00 mg/l, com mediana de 70,00 mg/l. Essas oscilações
entre os pontos e períodos podem ser observadas na Figura 17 (e).
5.2.18. Sólidos Dissolvidos Fixos
Os valores de sólidos dissolvidos fixos, no ponto Rc5, no período de seca,
variaram entre 5,00 e 2,501,00 mg/l, com mediana de 45,50 mg/l e, na cheia, sofreram
variação entre 10,00 e 263,00 mg/l, com mediana de 63,00 mg/l. No ponto Rc12, na
97
seca, os valores mínimo e máximo foram de 7,00 e 135,00 mg/l e a mediana de 46,00
mg/l e, na cheia, estiveram entre 15,00 e 209,00 mg/l, com mediana de 44,50 mg/l. A
Figura 17 (f) mostra que não ocorreram diferenças entre as concentrações desse
constituinte entre os pontos e períodos.
5.2.19. Sólidos Dissolvidos Voláteis
No ponto Rc5, os valores mínimo e máximo de sólidos dissolvidos voláteis
ficaram, no período de seca, entre 2,00 e 148,00 mg/l, com mediana de 63,59 mg/l e, na
cheia, entre 7,00 e 151,00 mg/l, com mediana de 44,00 mg/l. No ponto Rc12, os
valores, na época de seca oscilaram entre 1,00 e 1079,00 mg/l, sendo que 75% das
amostras apresentaram valores menores que 98,00 mg/l e, na cheia, variaram de 8,50 a
125,00 mg/l, com mediana de 28,00 mg/l. Similar ao que ocorre u com os sólidos totais,
a fração volátil dos sólidos dissolvidos não apresentou diferenças entre os pontos e
períodos, conforme pode ser observado na Figura 17 (g).
5.2.20. Nitrogênio Total
As concentrações mínima e máxima de nitrogênio total no ponto Rc5, no
período de seca, foram de 0,03 mg/l e 1,37mg/l e a mediana de 0,33 mg/l e, na época de
cheia, de 0,03 e 0,89 mg/l e mediana de 0,35 mg/l. No ponto Rc12, a variação foi de
0,03 a 1,56 mg/l e a mediana de 0,37 mg/l, na seca, e de 0,05 a 1,45 mg/l, com mediana
0,57 mg/l, na cheia. A Figura 17 (h) salienta que embora o ponto Rc5 apresente
variações entre os períodos sazonais, estas ocorreram de forma significativa no Ponto
Rc12, com concentrações mais elevadas durante a seca.
98
Figura 17 a-l - Gráficos Box - Plot das Variáveis Físico-Químicas dos Pontos Rc5 e Rc12 Localizados a montante e a jusante do Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987-2000.
2630 3539N =
PONTO
125
Sól
idos
Tot
ais
Vol
átei
s (m
g/l)
1200
1000
800
600
400
200
01819 2732N =
PONTO
125
Sól
idos
Dis
solv
idos
Tot
ais
(mg/
l) 3000
2000
1000
0
1820 2829N =
PONTO
125
Sól
idos
Sus
pens
os V
olát
eis
(mg/
l)
300
200
100
0
(a)
2939 3952N =
PONTO
125
Sól
idos
Tot
ais
(mg/
l)
3000
2000
1000
0
(b)
2630 3540N =
PONTO
125
Sól
idos
Tot
ais
Fixo
s (m
g/l)
3000
2000
1000
0
(c)
(d) (e)
1613 2024N =
PONTO
125
Sól
idos
Dis
solv
idos
Fix
os (m
g/l)
3000
2000
1000
0
(f)
1611 2023N =
PONTO
125
Sól
idos
Dis
solv
idos
Vol
átei
s (m
g/l)
1200
1000
800
600
400
200
0
(g)
613 721N =
PONTO
125
Nitr
ogên
io T
otal
(mg/
l)
1,6
1,4
1,2
1,0
,8
,6
,4
,2
0,0
(h)
517 1032N =
PONTO
125
Nitr
ogên
io A
mon
iaca
l (m
g/l)
1,2
1,0
,8
,6
,4
,2
0,0
(i)
923 1032N =
PONTO
125
Nitr
ogên
io N
itrat
o (m
g/l)
1,0
,8
,6
,4
,2
0,0
(j)616 725N =
PONTO
125
Nitr
ogên
io N
itrito
(mg/
l)
,07
,06
,05
,04
,03
,02
,01
0,00
(k)
2852 4066N =
PONTO
125
Fósf
oro
Tota
l (m
g/l)
,8
,6
,4
,2
0,0
(l)
99
Figura 18 a-d -Gráficos Box - Plot das Variáveis Físico-Químicas e dos Pontos Rc5 e Rc12 Localizados a montante e a jusante do Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
5.2.21. Nitrogênio Amoniacal
No ponto Rc5, os valores de nitrogênio amoniacal, nos períodos de seca e cheia,
apresentaram-se iguais, sendo o mínimo de 0,01 mg/l e o máximo de 0,48 mg/l, e 75%
das amostras ficaram abaixo de 0,04 mg/l, na seca, e de 0,06 mg/l, na cheia No ponto
Rc12, a variação foi de 0,01 a 0,97 mg/l, com mediana de 0,05 mg/l, na seca e, na cheia,
registrou-se o valor mínimo de 0,01mg/l e o máximo de 0,27mg/l, com mediana de 0,08
mg/l. A Figura 17 (i) ressalta que ocorrem no ponto Rc12 e entre os dois pontos,
diferenças signif icativas nos períodos. No ponto Rc5, porém não se registraram
variações entre os períodos sazonais, em virtude desse ponto encontrar-se a montante
das descargas orgânicas lançadas no rio Cuiabá.
2125 3034N =
PONTO
125
Tran
spar
ênci
a (m
)
2,0
1,5
1,0
,5
0,0
(a)2747 3962N =
PONTO
125
NT
K (
mg/
l)
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
0,0
(b)
4458 5173N =
PONTO
125
LOG
(CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
) NM
P/1
00m
l 7
6
5
4
3
2
1
0
(c)
4459 5173N =
PONTO
125
LOG
(CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS) N
MP
/100
ml 6
5
4
3
2
1
0
-1
(d)
100
5.2.22. Nitrogênio Nitrato
As concentrações mínima e máxima de nitrogênio nitrato, no ponto Rc5, no
período de seca, foram de 0,010 mg/l e 0,285 mg/l e a mediana de 0,050 mg/l e, na
cheia, de 0,010 mg/l e 0,937 mg/l, com mediana de 0,098 mg/l. No ponto Rc12, a
variação foi de 0,010 a 0,285 mg/l e a mediana de 0,056 mg/l, na seca, e de 0,020 a
0,518 mg/l, com mediana de 0,088 mg/l, na cheia. A Figura 17 (j) mostra diferenças que
significativas (sig. < 0,05) nos pontos Rc5 e Rc12, nos períodos sazonais, e entre esses
pontos, apenas na seca.
5.2.23. Nitrogênio Nitrito
No período de seca os valores mínimo e máximo de nitrogênio nitrito registrados
no ponto Rc5 estiveram entre 0,001mg/l e 0,050 mg/l, com mediana de 0,005 mg/l e, na
cheia, entre 0,003 e 0,050 mg/l, com mediana de 0,005 mg/l. No ponto Rc12, os
valores, na seca, oscilaram entre 0,002 mg/l e 0,050 mg/l, e a mediana ficou em 0,005
mg/l. Na cheia, variaram de 0,001 a 0,066 mg/l, com mediana de 0,06 mg/l. A Figura 17
(k) aponta as diferenças em ambos os pontos, entre os períodos, mas não ao longo do
eixo.
5.2.24. Fósforo Total
No ponto Rc5, a variável fósforo total teve, no período de seca, valores mínimo
e máximo de 0,005 a 0,476 mg/l, com mediana de 0,050 mg/l e, na cheia, as
concentrações ficaram entre 0,020 e 0,670 mg/l, com mediana de 0,103 mg/l. No ponto
Rc12, a variação foi de 0,005 a 0,654 mg/l e a mediana de 0,089 mg/l, na seca, de 0,045
a 0,780 mg/l, com mediana de 0,129 mg/l, no período de cheia. A Figura 17 (l) visualiza
as variações significativas em ambos os pontos e períodos e ao longo do eixo montante-
jusante, na seca e cheia. Observa -se, também, que os valores nos pontos amostrados
encontram-se superiores ao limite de 0,025 mg/l estabelecido pela Resolução
CONAMA nº 20.
101
5.2.25. Transparência
Os valores da transparência, no ponto Rc5, no período de seca, oscilaram entre
0,09 e 1,50 m, ficando a mediana em 0,90 m e na cheia, entre 0,10 e 1,10 m, com
mediana de 0,20 m. No ponto Rc12, os valores mínimo e máximo, na cheia, foram de
0,06 e 0,90 e a mediana de 0,60 m. No período de seca, a faixa de variação esteve entre
0,10 e 0,66 m, com mediana de 0,20 m. Na Figura 18 (a) são vistas as diferenças mais
significativas nos pontos Rc5 e Rc12 por período, bem como entre os pontos a
montante e a jusante do perímetro urbano, na seca. Na cheia, a variação é pequena entre
os pontos.
5.2.26. Nitrogênio Total Kjeldhal
Os valores mínimo e máximo de nitrogênio total Kjeldhal, no ponto Rc5,
oscilaram, no período de seca, entre 0,01 e 1,32 mg/l, com mediana de 0,29 mg/l, e
tiveram variações de 0,01 a 1,53 mg/l, com mediana de 0,27 mg/l, na cheia. No Ponto
Rc12, os valores, na seca, ficaram entre 0,01 e 2,67 mg/l e a mediana em 0,37 mg/l e, na
cheia, entre 0,01 e 1,14 mg/l, com mediana de 0,42 mg/l. A Figura 18 (b) mostra que,
em relação aos períodos sazonais, não ocorreram diferenças significativas entre os
pontos nem tampouco no ponto Rc12.
5.2.27. Coliformes Totais
No ponto Rc5, coliformes totais apresentaram valores mínimo e máximo
variando entre 2,0E+01 e 2,0E+05 NMP/100ml, com a mediana de 5,0E+02 Col/100
ml, na seca, e na cheia os valores oscilaram entre 1,0E+02 e 2,0E+06 NMP/100ml,
ficando a mediana em 3,0E+03. A faixa de variação no ponto Rc12, no período de seca,
foi de 3,6E+02 a 2,2E+05 e a mediana de 2,2E+04 NMP/100ml e, na cheia, de 2,0E+03
a 3,0E+05, com mediana de 3,0E+04 NMP/100ml. A Figura 18 (c) retrata as variações
que ocorreram de forma significativa entre os pontos e períodos e ao longo do eixo
montante-jusante. Menores concentrações foram verificadas no ponto Rc5, no período
de seca, mantendo-se a qualidade da água ainda dentro do limite de 5000,00
NMP/100ml estabelecido pela Resolução CONAMA para um rio de classe II, o que não
acontece no Ponto Rc12, onde esse limite foi extrapolado de forma acentuada.
102
5.2.28. Coliformes Fecais
No ponto Rc5, os valores mínimo e máximo de coliformes fecais variaram entre
2,0E+02 e 8,0E+04 NMP/100ml, com mediana de 2,30E+02, no período de seca, e entre
2,0E+02 e 9,0E+04, com mediana de 7,0E+02, na cheia. No ponto Rc12, a variação foi
de 9,7 E+02 a 1,6 E+05 e a mediana de 1,1E+04, na seca, e na cheia os teores
apresentaram-se entre 2,0E+02 e 2,0E+05 e a mediana em 8,0E+03. A Figura 18 (d)
destaca variações significativas no ponto Rc5, nos períodos sazonais e ao longo do eixo,
com menores concentrações no ponto Rc5, na seca. Observa -se, também, que no ponto
Rc12 ocorreram maiores concentrações, não sendo expressiva a variação entre os
períodos. Em ambos os pontos, os valores excederam o limite padrão de 1000
NMP/100ml.
Em síntese, pode-se dizer que as diferenças marcantes entre os pontos Rc5 e
Rc12, localizados a montante e a jusante do perímetro urbano, respectivamente, foram
mais evidentes em relação aos teores de oxigênio dissolvido, maiores no ponto Rc5, e
de concentração de sólidos em suspensão, aí inferiores, causando, com isso, menores
valores de turbidez. Pode-se considerar também pH e condutividade como variáveis
importantes de diferenciação entre esses pontos. Em relação ao fósforo, menores teores
foram encontrados nesse ponto e, da mesma forma, os colifor mes totais e fecais,
indicadores de contaminação de origem animal e humana apresentaram menores valores
em relação ao ponto Rc12, já que este ponto situa-se após todo o recebimento dos
efluentes domésticos e industriais das cidades de Cuiabá e Várzea Grande.
Quanto ao período sazonal, observou-se que a maioria das variáveis analisadas
apresentaram comportamentos distintos, entre os dois períodos, em decorrência da
diluição e de outros fatores que ao longo deste estudo serão mais claramente
evidenciados. Nota-se, ainda, que o comportamento das variáveis OD, DBO, cor,
turbidez e sólidos dissolvidos foi similar para os dois pontos, ficando dentro dos limites
estabelecidos pela Resolução CONAMA. No que se refere às variáveis fósforo,
coliformes fecais e totais, estas apresentaram concentrações acima dos limites do padrão
ambiental para um rio classe II.
103
5.3. Séries Temporais
Os resultados das análises das séries temporais das variáveis físico-químicas e
bacteriológicas estudadas referem-se aos períodos de seca e cheia, entre os anos de 1987
a 2000, para os pontos Rc5 e Rc12. A partir das figuras que se seguem, pode-se
visualizar o comportamento de cada variável nos respectivos períodos das séries, a
tendência do comportamento (crescente ou decrescente) e os modelos obtidos por
suavização exponencial para prognosticar a evolução futura da qualidade da água nesses
pontos, em médio prazo. Nas Tabelas 15 e 16 encontram-se dispostos os resultados das
tendências verificadas na série cronológica, nos pontos Rc5 e Rc12, com o nível de
significância e coeficiente de correlação apresentados pela equação de regressão.
Tabela 15 - Resultados da Curva de Tendência da Série Cronológica para o Ponto Rc5 do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá, Cuiabá – Mato Grosso – 1981- 2000.
Rc5 Linear Quadrático Exponencial Logarítmico Sig R Sig R Sig R Sig R
Temp. da Água 0,1568 0,27 0,1665 0,36 - - - - PH 0,0374 0,395 0,0850 0,423 - - - - Cor 0,0179 0,44 0,0036 0,60169 - - - - OD 0,5848 0,10789 0,0567 0,45 - - - - DBO 0,93 0,017 0,1089 0,40 - - - - DQO 0,55 0,080 0,048 0,47 - - - - Alcalinidade 0,000 0,7798 0,000 0,781 - - - - Turbidez 0,0056 0,5098 0,0175 0,52 - - - - Condutividade 0,0124 0,466 0,0422 0,0473 - - - - S. Susp. Totais 0,0587 0,36 0,0280 0,498 - - - - Fósforo Total 0,0684 0,355 0,15 0,37 - - - - Coliformes Totais 0,0696 0,35 0,0529 0,466 0,0092 0,49 0,053 0,37 Coliformes Fecais 0,0701 0,347 0,1312 0,3872 0,2209 0,2388 0,0929 0,32 NTK 0,5663 0,113 0,2079 0,34 - - - - Tabela 16 - Resultados da Curva de Tendência da Série Cronológica para o Ponto Rc12 do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá – Mato Grosso – 1981-2000.
Rc12 Linear Quadrático Exponencial Logarítmico
Sig R Sig R Sig R Sig R Temp. da Água 0,1119 0,30 0,0261 0,5029 - - - - PH 0,6841 0,08 0,5835 0,20 - - - - Cor 0,6216 0,097 0,5055 0,23 - - - - OD 0,0001 0,65 0,000 0,75 - - - - DBO 0,4164 0,15 0,0037 0,60 - - - - DQO 0,004 0,62 0,001 0,738 - - - - Alcalinidade 0,078 0,33 0,006 0,669 - - - - Turbidez 0,2105 0,244 0,3492 0,284 - - - - Condutividade 0,3552 0,18 0,6006 0,19 - - - - S. Susp. Totais 0,0006 0,61 0,003 0,688 - - - - Fósforo Total 0,8720 0,032 0,9733 0,047 - - - - Coliformes Totais 0,000 0,835 0,000 0,84 0,000 0,86 0,000 0,763 Coliformes Fecais 0,000 0,79 0,0000 0,813 0,000 0,89 0,0001 0,687 NTK 0,0003 0,638 0,0005 0,676 - - - -
104
5.3.1. Temperatura da Água
Na Figura 19 (a) e (b) são mostradas as variações sazonais ao longo da série,
com picos de valores mínimos registrados no período de seca correspondente aos meses
de maio a outubro e temperaturas máximas na época de chuva, meses de novembro a
abril.
Figura 19 a-b – Variação Temporal da Temperatura da Água por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987 –2000.
A Figura 20 (a) e (c) mostra os resultados da evolução da temperatura ao longo
dos anos, nos pontos Rc5 e Rc12, onde se observa uma curva com tendência de
acréscimo, porém não significativo (sig.> 0,05) para o ponto Rc5, enquanto que para o
ponto 12 a curva mostra uma tendência considerável, sendo o quadrático (r = 0,30) o
modelo que aí melhor se ajusta. Na Figura 20 (b) e (d) são ressaltados os modelos
obtidos a partir da suavização exponencial, prognosticando valores entre 26,9 e 27,05 na
seca, e 28,67 e 28,79 na cheia, para o ponto Rc5. No ponto Rc12, os valores ficaram
entre 28,47 e 28,64 na seca, e 29,29 e 29,47 na cheia, para os anos de 2001 e 2002.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TEM
PE
RA
TUR
A D
A Á
GU
A (
oC)
- R
c5
34
32
30
28
26
24
22
20
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TEM
PE
RA
TUR
A D
A Á
GU
A (o
C) -
Rc1
2
32
30
28
26
24
22
(a) (b)
105
Figura 20 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Temperatura da Água por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987-2000.
5.3.2. Turbidez
Na Figura 21 (a) e (b), podem ser observadas as variações sazonais ao longo da
série, com valores mínimos registrados na seca, correspondente aos meses de maio a
outubro, e máximos, no período das chuvas, relativo aos meses de novembro a abril. No
ponto Rc5, esses valores são inferiores a 60 N.T.U e, no ponto Rc12, inferiores a 90
N.T.U.
Constata-se, na Figura 22 (a) e (c), que o ponto Rc5 apresentou uma curva
crescente com alta significância (sig F< 0,01) para os dois modelos, linear (r = 0,51) e
quadrático (r = 0,52). Essa curva evidencia que a turbidez tem aumentado ao longo dos
anos, mesmo no ponto localizado a montante dos principais tributários do rio Cuiabá, no
perímetro urbano, demonstrando que esse acréscimo decorre de um processo de
SÉRIE (1987-2000)
3020100
TEM
PE
RA
TUR
A D
A Á
GU
A (o
C) -
Rc5
34
32
30
28
26
24
22
20
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TEM
PE
RA
TUR
A D
A Á
GU
A (o
C) -
Rc5
34
32
30
28
26
24
22
20
SÉRIE (1987-2000)
3020100
TEM
PE
RA
TUR
A D
A Á
GU
A (o
C) -
Rc1
2
31
30
29
28
27
26
25
24
23
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TEM
PE
RA
TUR
A D
A Á
GU
A (
oC)
- R
c12
32
30
28
26
24
22
(a) (b)
(c) (d)
106
alterações que a bacia vem sofrendo nos trechos do Alto Cuiabá. No ponto Rc12,
embora a curva obtida mostre uma tendência suave de acréscimo, os testes realizados
não caracterizaram nível de significância (sig F> 0,05) para os dois modelos.
Figura 21 a-b - Variação Temporal da Turbidez por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
A Figura 22 (b) e (d) apresenta o modelo obtido da análise da série no ponto
Rc5, que configura-se como série estocástica com tendência de acréscimo e um
prognóstico de se ter elevação de valores, nos períodos de seca e cheia, nos anos de
2001 e 2002, Porém, no ponto Rc12, essa tendência foi discreta. Em ambos os pontos, a
perspectiva de aumento ainda encontra-se abaixo do limite do padrão ambiental
estabelecido para um rio classe II, de até 100 UNT.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TU
RB
IDE
Z (
uT)
- R
c5
70
60
50
40
30
20
10
0
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997- seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TUR
BID
EZ
(UN
T) -
Rc1
2
100
80
60
40
20
0
(a) (b)
107
Figura 22 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Turbidez por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
5.3.3. Cor Aparente
A variação da cor nos pontos Rc5 e Rc12 oscilou em função do período sazonal,
de acordo com a Figura 23 (a) e (b). Na série estudada, os números de observações eram
reduzidos e os cálculos das falhas foram obtidos através de uma regressão e
interpolação, produzindo uma reta nesse intervalo de tempo.
Na Figura 23 (a), o ponto Rc5 mostra uma curva crescente com alta significância
(sig F< 0,01) para os dois modelos: linear e quadrático, r = 0,44 e 0,60, respectivamente.
Essa curva evidencia o aumento da cor ao longo dos anos, atingindo valores acima dos
limites definidos pelo padrão ambiental para um rio classe II, de 75 uH. Ressalta, ainda,
que esse acréscimo decorre de um processo de alterações que a bacia vem sofrendo nos
trechos a montante.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
TU
RB
IDE
Z (u
T) -
Rc5
70
60
50
40
30
20
10
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TUR
BID
EZ
(uT)
- R
c5
70
60
50
40
30
20
10
0
SÉRIE (1987-2000)
3020100
TU
RB
IDE
Z (U
NT
) - R
c12
100
80
60
40
20
0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
TUR
BID
EZ
(UN
T) -
Rc1
2
100
80
60
40
20
0
(a) (b)
(c) (d)
108
Figura 23 a-b - Variação Temporal da Cor por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-2000.
Figura 24 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Cor por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
No ponto Rc12, pode-se notar uma tendência de acréscimo, apesar de os testes
de tendência não apresentarem significância (sig. F >0,05), conforme ilustra a Figura 24
(c). O modelo gerado para os pontos Rc5 e Rc12, Figura 24 (b) e (d) caracteriza-se
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
R (
uH)
- R
c5
160
140
120
100
80
60
40
20
0
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
R (P
t/l) -
Rc1
2
140
120
100
80
60
40
20
0
(a) (b)
SÉRIE (1987-2000)
403020100
Cor
(uH
) - R
c5
140
120
100
80
60
40
20
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
R (
UH
) -
Rc5
160
140
120
100
80
60
40
20
0
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
R (
Pt/l
) -
Rc1
2
140
120
100
80
60
40
20
0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
R (
Pt/l
) -
Rc1
2
140
120
100
80
60
40
20
0
(a) (b)
(c) (d)
109
como uma série aleatória com tendência de aumento para valores acima do limite
estabelecido pela Resolução CONAMA 20.
5.3.4. pH
A variação do pH se deu de forma aleatória, para os dois pontos, conforme
Figura 25 (a) e (b), com menores variações no ponto Rc5 em época de seca.
Figura 25 a-b - Variação Temporal do pH por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
Observa-se, também, que no ponto Rc5 a série estudada mostrou uma tendência
de decréscimo significativo (sig.F<0,05) com melhor ajuste apresentado pelo modelo
linear (r = 0,39). Porém, nos últimos dois anos, a curva define uma tendência de
acréscimo com uma faixa de variação mais ampla (7,8 a 6,8), embora o valor médio
tenha ficado próximo do pH neutro. Para o ponto Rc12, não se confirma nenhuma
tendência (sig F >0,05), conforme (a) e (c).
A Figura 26 (b) e (d) apresenta o modelo gerado para as séries, nos pontos Rc5 e
Rc12, caracterizando-se como aleatória para o ponto Rc5, com tendência de decréscimo.
Entretanto, nos últimos anos, registrou-se um acréscimo nos seus valores, com faixa de
variação entre 7,5 e 7,7. Para o ponto Rc12, os valores prognosticados mostram
pequenas variações, na faixa de 7,4 a 7,6.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
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pH -
Rc5
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
7,0
6,8
SÉRIE
2000-seca
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1988-seca
1987-seca
pH
- Rc1
2
8,2
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
(a) (b)
110
Figura 26 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado do pH por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
5.3.5. Alcalinidade
Na Figura 27 (a) e (b) observa-se a variação da alcalinidade no ponto Rc5, ao
longo dos anos, o que caracteriza a ocorrência de picos de variação em função do
período sazonal.
Menores concentrações foram detectadas pelo presente estudo, no período
chuvoso, provavelmente em função da diluição dos íons inorgânicos pelas águas das
chuvas.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
pH -
Rc5
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
7,0
6,8
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pH -
Rc5
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
7,0
6,8
SÉRIE (1987-2000)
3020100
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Rc1
2
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
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2002-seca
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1992-seca
1991-seca
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pH -
Rc1
2
8,2
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
(a) (b)
(c) (d)
111
Figura 27 a-b - Variação Temporal da Alcalinidade por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea – Mato Grosso - 1987-2000.
Esta variável apresentou, na Figura 27 (a) e (b), uma elevação de seus valores
em relação ao ponto Rc5, provavelmente devido aos lançamentos de esgotos domésticos
e industriais gerados nas áreas de drenagem das sub-bacias localizadas no perímetro
urbano das cidades de Cuiabá e Várzea Grande.
Na Figura 28 (a), verifica-se para o ponto Rc5 uma curva com alta tendência de
decréscimo (sig. F< 0,01) nos dois modelos, linear e quadrático (r = 0,78). Inversamente
ao que ocorreu no ponto Rc5, o ponto Rc12 evidenciou uma curva com tendência
significativa de acréscimo (sig. F <0,05) e com melhor ajuste para o modelo quadrático
(r = 0,66). Pode-se observar, ainda, que a série apresenta longos intervalos de
interrupções, cujo preenchimento se deu através da interpolação e regressão, eliminando
a componente aleatória da série e não permitindo uma análise mais criteriosa do
comportamento dos dados ao longo do período em estudo. Observando com mais
detalhe os dados obtidos para os de 1999 e 2000, constata -se que o ponto Rc5 mantém a
tendência de decréscimo e o ponto Rc12 de elevação em seus valores.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
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1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
ALC
ALI
NID
AD
E m
g/l (
CaC
O3)
- R
c5
70
60
50
40
30
20
10
0
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
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1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
ALC
ALI
NID
AD
E m
g/l (
CaC
O3)
- R
c12
60
50
40
30
20
(a) (b)
112
Figura 28 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Alcalinidade por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
A Figura 28 (b) e (d) mostra que os valores prognosticados para os períodos de
seca e cheia, nos anos de 2001 e 2002, apresentaram uma faixa de variação entre 20 e
30 mg/l CaCO3 nos dois pontos. A série temporal do ponto Rc5 pode ser classificada
como aleatória e com tendência de decréscimo, prognosticando valores para os
próximos períodos, entre 20 e 30 mg/l CaCO3. Para o ponto Rc12, devido à interrupção
nas observações, o modelo gerado não permite uma clareza de comportamento.
5.3.6. Condutividade
A Figura 29 (a) e (c) registra a variação da condutividade nos pontos Rc5 e
Rc12, onde ocorreram picos alternados em função da sazonalidade ao longo da série.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
ALC
ALI
NID
AD
E m
g/l (
CaC
O3)
- R
c5
80
70
60
50
40
30
20
10
0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
ALC
ALI
NID
AD
E m
g/l (
CaC
O3)
- R
c5
70
60
50
40
30
20
10
0
SÉRIE (1987-2000)
3020100
ALC
ALI
NID
AD
E m
g/l (
CaC
O3)
- R
c12
60
50
40
30
20
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
ALC
ALI
NID
AD
E m
g/l (
CaC
O3)
- R
c12
60
50
40
30
20
(a) (b)
(c) (d)
113
Maiores concentrações foram observadas no período de seca e menores na época de
cheia, decorrentes da diluição dos eletrólitos dissolvidos na água.
Figura 29 a-b - Variação Temporal da Condutividade por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
Destaca-se, na Figura 30 (a), para o ponto Rc5, uma curva com tendência
significativa de decréscimo (sig.F <0,05) dos modelos linear e quadrático ( r = 0,47), até
o ano de 1998. A partir daí, observa-se um incremento na concentração dessa variável,
que se torna maior nos anos subseqüentes. Para o ponto Rc12, Figura 30 (b), não se
verifica nenhuma tendência expressiva (sig. F >0,05), embora tenha ocorrido um
relativo incremento no ano de 2000.
A Figura 30 (b) e (d) apresenta os modelos gerados para prognosticar os valores
dos períodos de 2001 e 2002, nos quais são previstas concentrações superiores a 100
µS/cm no período de seca para os dois pontos.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
ND
UTI
VID
AD
E (
US
/cm
) -
Rc5
140
120
100
80
60
40
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994- seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
ND
UTI
VID
AD
E (
US
/cm
) -
Rc1
2
180
160
140
120
100
80
60
40
(a) (b)
114
Figura 30 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da Condutividade por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
5.2.7. Oxigênio Dissolvido
A evolução temporal dos valores de oxigênio dissolvido nos pontos Rc5 e Rc12
é ressaltada na Figura 31 (a) e (b), onde são visíveis as variações entre os períodos de
seca e chuva. Isto ocorre ao longo do perímetro urbano, em função dos afloramentos
rochosos que provocam uma elevação na turbulência, propiciando uma maior taxa de
oxigenação na massa, na época de estiagem. Na chuva, a lâmina d’água no leito sobe,
cobrindo esses afloramentos e diminuindo esse efeito, podendo-se notar, assim,
menores concentrações nesse período.
A Figura 32 (a) e (c) mostra que para o ponto Rc5 os teores de oxigênio
disponível na massa líquida apresentaram oscilações com tendência de acréscimo e que,
nos últimos anos, esses teores têm sofrido um moderado decréscimo (sig. F >0,05),
sendo o melhor ajuste obtido através do modelo quadrático (r = 0,45). Entretanto, para o
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
ND
UTI
VID
AD
E (
US
/cm
) -
Rc5
120
110
100
90
80
70
60
50
40
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
ND
UTI
VID
AD
E (
US
/cm
) -
Rc5
140
120
100
80
60
40
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
ND
UTI
VID
AD
E (
US
/cm
) -
Rc1
2
180
160
140
120
100
80
60
40
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
ND
UTI
VID
AD
E (
US
/cm
) -
Rc1
2
180
160
140
120
100
80
60
40
(a) (b)
(c) (d)
115
ponto Rc12, observa-se uma curva com tendência de decréscimo significativo dos seus
valores (sig.de F< 0,05) e o modelo que melhor se ajusta é o quadrático ( r = 0,78). Isso
caracteriza a queda dos teores de oxigênio dissolvido na massa líquida, ao longo dos
anos, decorrente das cargas orgânicas lançadas pelos principais tributários no perímetro
urbano.
Figura 31 a-b - Variação Temporal do OD por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
Figura 32 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado do OD por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
OD
(m
g/l)
- R
c5
10
9
8
7
6
5
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
OD
- R
c12
10
9
8
7
6
5
4
(a) (b)
SÉRIE (1987-2000)
3020100
OD
(mg/
l) - R
c5
10
9
8
7
6
5
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
OD
(mg/
l) - R
c5
10
9
8
7
6
5
SÉRIE (1987-2000)
3020100
OD
- R
c12
10
9
8
7
6
5
4
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
OD
- R
c12
10
9
8
7
6
5
4
(a) (b)
(c) (d)
116
Na Figura 32 (b) e (d) são configurados os modelos de prognóstico para os anos
de 2001 e 2002, nos pontos Rc5 e Rc12. Os valores estimados para o primeiro ponto
estão abaixo de 7 mg/l e, para o ponto a jusante, abaixo de 6 mg/l. Embora es ses valores
ainda estejam dentro do limite estabelecido pela Resolução CONAMA 20, de 5 mg/l,
observa-se que o ponto Rc12 apresenta, ao longo dos anos, uma taxa declinante dos
teores de oxigênio, apesar da elevada capacidade de autodepuração demonstrada pelo
rio.
5.2.8. DQO – Demanda Química do Oxigênio
Os valores de DQO no ponto Rc5 apresentaram fortes oscilações, como
observado na Figura 33 (a). Para o ponto Rc12, Figura 33 (b), o comportamento da
série se mostrou mais homogênea. O resultado da evolução temporal para o ponto Rc5,
mostrado na Figura 34 (a), evidenciou uma curva com tendência de decréscimo e o
melhor ajuste foi para o modelo quadrático (sig. < 0,040 e r = 0,47). Para o ponto Rc12,
Figura 34 (b), os modelos linear e quadrático mostraram altos níveis de significância,
sendo o melhor ajuste para o quadrático (sig. < 0,01 e r = 0,73). Os valores
prognosticados para o ponto Rc5, Figura 34 (a), ficaram próximos a 10 mg/l, enquanto
que para o ponto Rc12, acima de 5 mg/l.
Figura 33 a-b- Variação Temporal da DQO por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DQ
O (
mg/
l) -
Rc5
40
30
20
10
0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DQ
O (
mg/
l) -
Rc1
2
10
9
8
7
6
5
(a) (b)
117
Figura 34 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da DQO por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
5.2.9. DBO – Demanda Bioquímica do Oxigênio
A Figura 35 (a) e (c) apresenta, nos pontos Rc5 e Rc12 as variações dos valores
da DBO, que se mostram irregulares nos períodos de seca e cheia.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
DQ
O (
mg/
l) -
Rc5
40
30
20
10
0
SÉRIE
2002-0seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DQ
O (m
g/l)
- Rc5
40
30
20
10
0
SÉRIE (1987-2000)
3020100
DQ
O (
mg/
l) -
Rc1
2
9,5
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DQ
O (m
g/l)
- Rc1
2
10
9
8
7
6
5
(a) (b)
(c) (d)
118
Figura 35 a-b - Variação Temporal da DBO por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
Figura 36 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado da DBO por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
A Figura 36 (a) e (c) evidencia que nos testes realizados para análise de
tendências não se verificou, nos pontos Rc5 e Rc12, nenhuma tendência significativa
(sig. F> 0,05) pa ra os modelos linear e quadrático, apesar de se observar, na curva
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DB
O (
mg/
l) -
Rc5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
0,0
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DB
O (
mg/
l) -
Rc1
2
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
0,0
(a) (b)
SÉRIE (1987-2000)
3020100
DB
O (
mg/
l) -
Rc5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DB
O (
mg/
l) -
Rc5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
0,0
SÉRIE (1987-2000)
3020100
DB
O (m
g/l)
- Rc1
2
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
DB
O (
mg/
l) -
Rc1
2
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
,5
0,0
(a) (b)
(c) (d)
119
apresentada pelo ponto Rc12, um ligeiro acréscimo. A despeito das variações e picos
ocorridos na série observada, os valores de oxigênio requeridos para a degradação da
matéria orgânica ainda permaneceram dentro dos limites de até 5mg/l.
A Figura 36 (b) e (d) define o modelo de prognóstico da DBO para os períodos
de 2001 e 2002, onde valores estimados para os dois pontos permanecem abaixo de 2
mg/l.
5.2.10. Sólidos Suspensos Totais
A variação de concentração dos sólidos em suspensão é vista na Figura 37 (a) e
(b) e ocorre em função do período sazonal, com maiores valores na época de chuva e
menores na seca.
Figura 37 a-b - Variação Temporal dos Sólidos Suspensos por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
Essa variável apresentou, no ponto Rc5, conforme Figura 38 (a) e (c), um
aumento considerável ao longo dos anos (sig. F < 0,05 ), com um melhor ajuste para o
modelo quadrático (r = 0,498). No ponto Rc12, constatou-se uma tendência de
acréscimo altamente significativa (sig.F<0,01) e o melhor ajuste foi também pelo
modelo quadrático (r=0,688). Apesar do aumento dessa variável no ponto Rc5, seus
valores ainda permaneceram abaixo de 100mg/l, enquanto que, no ponto Rc12,
registraram-se variações superiores a 100 mg/l.
Os valores do modelo gerado para prognosticar as estimativas da seca e cheia,
dos anos de 2001 e 2002, para os dois pontos, encontram-se dispostos na Figura 38 (b) e
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
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1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
SÓ
LID
OS
SU
SP
EN
SO
S (
mg/
l) -
Rc5
100
80
60
40
20
0
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
SÓ
LID
OS
SU
SP
EN
SO
S (
mg/
l) -
Rc1
2
200
100
0
(a) (b)
120
(d). Concentrações abaixo de 100mg/l são esperadas para os dois pontos, valores bem
abaixo do limite estabelecido pela Resolução que fixa 500mg/l.
Figura 38 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado dos Sólidos Suspensos por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
5.2.11. NTK
As concentrações de NTK, ao longo da série analisada nos pontos Rc5 e Rc12,
conforme demonstrado na Figura 39 (a) e (b), apontam que a série apresenta muitas
falhas de observações, que foram preenchidas a partir da equação de regressão
determinada pelas outras fontes.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
SÓ
LID
OS
SU
SP
EN
SO
S (
mg/
l) -
Rc5
100
80
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0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
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1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
SÓ
LID
OS
SU
SP
EN
SO
S (
mg/
l) -
Rc5
120
100
80
60
40
20
0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
SÓ
LID
OS
SU
SP
EN
SO
S (
mg/
l) -
Rc1
2
200
100
0
SÉRIE (1987-2000)
3020100
SO
LID
OS
SU
SP
EN
SO
S (m
g/l)
- Rc1
2
160
140
120
100
80
60
40
20
0
-20
(a) (b)
(c)
(d)
121
Figura 39 a-b - Variação Temporal do NTK por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
A curva obtida a partir do estudo da tendência da série do ponto Rc5 é vista na
Figura 40 (a), onde não se observa nenhuma tendência (sig. F>0,05) para os modelos
analisados enquanto que para o ponto Rc12, Figura 40 (b), verifica-se uma tendência de
acréscimo altamente significativa.
Figura 40 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado do NTK por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
NT
K (m
g/l)
- Rc5
,5
,4
,3
,2
,1
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
NTK
(m
g/l)
- R
c5
,5
,4
,3
,2
,1
SÉRIE (1987-2000)
3020100
NTK
(m
g/l)
- R
c12
,7
,6
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
NTK
(m
g/l)
- R
c12
,8
,6
,4
,2
0,0
-,2
(a) (b)
(c) (d)
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
NTK
(m
g/l)
- R
c5
,5
,4
,3
,2
,1
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
NTK
(m
g/l)
- R
c12
,7
,6
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
(a) (b)
122
Na Figura 40 (b) e (d) são registradas as concentrações estimadas para os anos
de 2001 e 2002, nos períodos de seca e chuva. Para o ponto Rc5, esperam-se
concentrações abaixo de 0,3 mg/l e no ponto Rc12, valores acima de 0,6 mg/l.
5.2.12. Coliformes Totais
As concentrações dos coliformes totais apresentaram picos de variação de
acordo com o período sazonal e maiores concentrações ocorreram nos períodos de
chuva. A Figura 41 (a) evidencia a série observada no ponto Rc5, demonstrando que os
picos de concentração ultrapassaram os limites da Resolução que estabelece até 5000
NMP/100ml. Já no ponto Rc12, Figura 41 (b), verifica-se que toda a série analisada
encontra-se acima do limite.
Figura 41 a-b - Variação Temporal dos Coliformes Totais por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande - MT - 1987-2000.
Devido à característica do crescimento bacteriano do grupo coliformes, optou-se
por testar, além dos modelos linear e quadrático, os modelos logarítmicos e
exponenciais, de forma a observar qual melhor se adequaria à série. Os dados
mostraram que a evolução dos coliformes totais apresentou, ao longo da série, no ponto
Rc5, Figura 42 (a), uma curva com tendência altamente significativa (sig. F <0,01) e (r
= 0,49) demonstrada pelo modelo exponencial. Com os modelos quadrático e
logarítmico (sig. F < 0,05) registrou-se um grau expressivo, sendo o linear de moderada
significância (sig. F. entre 0,05 – 0,10).
Para o ponto Rc12, a série estudada também evidenciou curvas com tendências
elevadas para todos os modelos testados (sig. F <0,01), porém o modelo exponencial
obteve o melhor ajuste ( r = 0,86), conforme visualizado na Figura 42 (c).
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
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1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
(N
MP
/100
ml)
- R
c5
50000
40000
30000
20000
10000
0
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
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1993-seca
1992-seca
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1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
(N
MP
/100
ml)
- R
c12
50000
40000
30000
20000
10000
(a) (b)
123
Essa tendência de aumento dos coliformes nos dois pontos deve-se à
contribuição de fezes humanas e de animais de sangue quente que são carreados para
dentro do leito do rio, principalmente nos períodos de chuva. Para o ponto Rc5,
localizado a montante de todo o lançamento dos despejos domésticos e industriais, esse
aumento restringe -se à parcela de contribuição dos animais das pequenas chácaras
localizadas ao longo das margens do rio e, também, devido ao recebimento das cargas
de coliformes dos trechos correspondentes ao Alto Cuiabá. Essas concentrações elevam-
se mais no ponto Rc12, em decorrência dos lançamentos de de spejos ao longo do
perímetro urbano.
Na Figura 42 (b) e (d) são apresentados os modelos gerados para as séries e os
prognósticos dos períodos de seca e chuva para os anos de 2001 e 2002. No ponto Rc5,
a série estudada caracterizou-se como estocástica, com tendência de acréscimo e
sazonalidade, e os valores estimados pelo modelo variaram na faixa de 2000 a 3000
NMP/100ml.
Figura 42 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado dos Coliformes Totais por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande– Mato Grosso - 1987-2000.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
(N
MP
/100
ml)
- R
c5
40000
30000
20000
10000
0
-10000
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
(N
MP
/100
ml)
- R
c5
4000030000
20000
10000
500040003000
2000
1000
500400300200
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
(NM
P/1
00m
l) - R
c12
50000
40000
30000
20000
10000
0
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
TO
TAIS
(N
MP
/100
ml)
- R
c12
50000
40000
30000
20000
10000
(a) (b)
(c) (d)
124
5.2.13. Coliformes Fecais
Os coliformes fecais mostraram oscilações similares àquelas observadas pelos
coliformes totais, conforme pode-se visualizar na Figura 43 (a) e (b).
A evolução temporal dos coliformes fecais para o ponto Rc5 registrou uma
tendência moderada de acréscimo (sig. F entre 0,05 – 0,1), de acordo com os modelos
linear e logarítmico, com um coeficiente de regressão pouco representativo (r = 0,34).
Para o ponto Rc12, as curvas obtidas em todos os modelos evidenciaram altas
significativas e o melhor ajuste corresponde ao modelo exponencial (r = 0,89).
Figura 43 a-b - Variação Temporal dos Coliformes Fecais por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande- Mato Grosso - 1987-2000.
SÉRIE
2000-seca
1999-sseca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
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1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (
NM
P/1
00m
l) -
Rc5
20000
10000
500040003000
2000
1000
500400300
200
100
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (N
MP
/100
ml)
- Rc1
2
40000
20000
10000
8000
6000
4000
2000
1000
(a) (b)
125
Figura 44 a-d - Análise das Tendências e Modelo Gerado dos Coliformes Fecais por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
O comportamento dos modelos obtidos para caracterização da série dos
coliformes fecais foi similar ao que ocorreu com os coliformes totais, conforme Figura
44 (b) e (d). Para o ponto Rc5, a série estudada mostrou-se como estocástica, com
tendência de acréscimo e sazonalidade, e os valores estimados pelo modelo variaram na
faixa de 2000 a 3000 NMP/100ml. No ponto Rc12, a componente sazonal desaparece,
evidenciando a tendência de acréscimo resultante das cargas de coliformes. Os valores
estimados tendem a crescer acentuadame nte, chegando a atingir concentrações próximas
a 40.000 NMP/100ml, o que equivale a concentrações oito vezes maiores que a
permitida para um rio classe II.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (N
MP
/100
ml)
- Rc5
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
-2000
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (
NM
P/1
00m
l) -
Rc5
20000
10000
500040003000
2000
1000
500400300
200
100
SÉRIE (1987-2000)
3020100
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (N
MP
/100
ml)
- Rc1
2
40000
30000
20000
1000090008000
7000
6000
5000
4000
3000
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (
NM
P/1
00m
l) -
Rc1
2
40000
20000
100008000
6000
4000
2000
1000
(a) (b)
(c) (d)
126
5.2.14. Fósforo Total
A variação do fósforo total nos pontos Rc5 e Rc12, Figura 45 (a) e (b),
apresentou, ao longo da série, muitas interrupções, cujo preenchimento se deu através
de equações de regressão.
Figura 45 a-b - Variação Temporal do Fósforo Total por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1987-2000.
A evolução temporal do fósforo total para o Ponto Rc5, Figura 46 (a), registrou
uma curva crescente, com moderada significância para o modelo linear (sig. F entre
0,05 – 0,1) e um coeficiente de regressão pequeno (r = 0,34). Para o ponto Rc12, Figura
45 (b), as curvas obtidas nos dois modelos não se mostraram significativas.
Os valores prognosticados para os pontos Rc5 e Rc12, Figura 46 (c) e (d), nos
períodos de seca e chuva, encontram-se próximos de 0,1 mg/l, o que representa uma
concentração bastante elevada, quatro vezes superior ao limite estabelecido pela
Resolução CONAMA 20, de 0,025 mg/l.
As variáveis sólidos totais, fixos e voláteis e nitrogênio amoniacal, nitrato e
nitrito não dispunham de número de observações suficientes para definir uma série e
prognosticar valores futuros.
SÉRIE
27252321191715131197531
FÓS
FOR
O T
OTA
L (m
g/l)
- Rc5
,4
,3
,2
,1
0,0
-,1
SÉRIE
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
FÓS
FOR
O T
OTA
L (m
g/l)
- R
c12
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
(a) (b)
127
Figura 46 a-d – Análise das Tendências e Modelo Gerado do Fósforo Total por Período nos Pontos Rc5 e Rc12, Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso – 1987-2000.
5.3. Resultados da Classificação da Imagem
Os resultados da classificação dos dados da imagem Landsat 5-TM da bacia do
rio Cuiabá, para as seis bandas espectrais do sensor (#1,#2,#3,#4,#5 e #7), foram
obtidos mediante a aplicação de métodos convencionais de classificação supervisionada.
Utilizaram-se os algoritmos de máxima verossimilhança e de distância mínima, com o
objetivo de verificar sua precisão nos diversos usos e ocupações do solo, conforme
Figuras 46 e 47.
As duas classificações representam, de forma apropriada, os bairros densamente
ocupados dos perímetros urbanos das cidades de Cuiabá (situados a norte e nordeste) e
Várzea Grande (sudoeste). Destacam-se, também, nas Figuras, as matas ciliares ainda
remanescentes ao longo do córrego Pari, dos rios Coxipó, Ribeirão do Lipa e de alguns
trechos do rio Cuiabá.
SÉRIE (1987-2000)
3020100
FÓS
FOR
O T
OTA
L (m
g/l)
- R
c5
,4
,3
,2
,1
0,0
-,1
SÉRIE
312927252321191715131197531
FÓS
FOR
O T
OTA
L (m
g/l)
- Rc5
,4
,3
,2
,1
0,0
-,1
SÉRIE (1987-2000)
3020100
FÓS
FOR
O T
OTA
L (m
g/l)
- Rc1
2
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
-,1
SÉRIE
2002-seca
2001-seca
2000-seca
1999-seca
1998-seca
1997-seca
1996-seca
1995-seca
1994-seca
1993-seca
1992-seca
1991-seca
1990-seca
1989-seca
1988-seca
1987-seca
FÓS
FOR
O T
OTA
L (m
g/l)
- R
c12
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
(a) (b)
(c) (d)
128
Figura 46 - Classificação da Imagem Landsat-5 TM, Utilizando o Algoritmo de Máxima Verossimilhança para a Bacia do Rio Cuiabá, Perímetro Urbano – Mato Grosso - Abril 1999.
Figura 47 -Classificação da Imagem Landsat -5 TM, Utilizando o Algoritmo de Distância Mínima para a Bacia do Rio Cuiabá, Perímetro Urbano – Mato Grosso - Abril 1999.
129
A verificação dos resultados das classificações das fotos aéreas 1:8000 mostrou
uma discreta superioridade do algoritmo máxima verossimilhança, em relação ao da
distância mínima. As Tabelas 17 e 18 expõem as estatísticas referentes aos erros de
omissão, de comissão e total que compõem a matriz de erro. O algoritmo de máxima
verossimilhança registrou o valor do erro total de 0,286 e o coeficiente de kappa de
0,676, considerados melhores em relação ao da distância mínima. A superioridade desse
algoritmo também se destacam em relação às classes, que apresentaram uma melhor
definição entre as categorias (urbanização alta e baixa, campo, cerrado, mata e água).
Tabela 17 - Matriz de Erro pelo Método da Classificação da Máxima Verossimilhança, Abril 1999.
Urbanização Alta
Urbanização Baixa Campo Cerrado Mata Água Total Erro C
Urban.Alta 23 14 0 0 0 0 37 0,3784 Urban.Baixa 5 19 2 0 1 0 27 0,2963 Campo 0 0 25 2 2 0 29 0,1379 Cerrado 0 0 0 27 7 0 34 0,2059 Mata 0 0 2 17 23 0 42 0,4524 Água 0 0 0 0 0 25 25 0,0000 Total 28 33 29 46 33 25 194 Erro O 0,1786 0,4242 0,1379 0,4130 0,3030 0,000 0,2680
Tabela 18 - Análise da Matriz de Erro pelo Método da Classificação da Distância Mínima Verossimilhança. Abril 1999.
Urbanização Alta
Urbanização Baixa
Campo Cerrado Mata Água Total Erro C
Urban.Alta 22 9 0 0 0 0 31 0,290 Urban.Baixa 5 20 3 0 0 0 28 0,2857 Campo 1 4 19 2 0 0 26 0,2692 Cerrado 0 0 7 26 6 0 39 0,2835 Mata 0 0 0 18 27 0 45 0,3333 Água 0 0 0 0 0 25 25 0,4000 Total 28 33 29 46 33 25 194 0,0000 Erro O 0,2143 0,3939 0,3448 0,3448 0,3448 0,0000 0,2835
Os percentuais por classe obtidos nesse algoritmo foram utilizados para posterior
inter-relação com os dados de qualidade da água, variáveis físico-químicas e
bacteriológicas das sub-bacias no período correspondente à aquisição da imagem.
Na Tabela 18, encontram-se dispostos os percentuais resumidos das classes de
ocupação obtidas por sub-bacia, a partir da classificação da imagem de satélite do
perímetro urbano, no ano de 1999, e são, também, visualizados os valores médios do
NDVI extraídos da sobreposição dos limites das sub-bacias. O agrupamento dessas
quatro novas classes se deu a partir da junção das categorias: urbanização alta e baixa,
por urbanização; cerrado e mata, que receberam a denominação de área preservada e as
classes campo e água que permaneceram inalteradas.
130
A Tabela 19 contém os resultados da classificação para as dezesseis sub-bacias
que compõem o mosaico urbano das cidades de Cuiabá e Várzea Grande e destaca,
ainda, características referentes à área e perímetro urbano das respectivas sub-bacias.
Porém, neste estudo, serão analisadas treze sub-bacias que apresentam corpo receptor
definido, de forma a permitir a comparação com os dados de qualidade.
Tabela 19 - Percentuais por Categoria do Uso da Terra por Sub-Bacia Urbana das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso.
Sub-BaciasDenominação Corpo Recptor Área (há)
Perímetro (m)
NDVI Urbanização (%)
Campo (%)
Preservado (%)
SB20 Acoxip R. Coxipó 19029,91 64683,37 0,30 31,84 47,07 20,71 SB14/15 Alipa C. Rib.Lipa 6943,56 47012,64 0,27 34,4 47,95 16,97 SB19 Abarba C. Barbado 1421,86 20521,18 0,12 74,25 19,36 5,99 SB01 Apari C. Pari 5315,92 38657,02 0,32 15,07 62,79 21,05 SB17 Aprain C. Prainha 655,60 12135,51 0,05 71,68 25,47 2,44 SB16 Ampint C. Mane Pinto 935,79 13478,90 0,15 64,83 24,30 10,14 SB18 Agamba C. Gamba 473,58 10494,83 0,08 80,42 16,58 2,72 SB04 Aguari C. Guarita 2058,38 20433,90 0,26 41,75 42,29 15,38 SB03 Aembov C. Embauval 707,10 11859,18 0,25 53,8 33,39 11,81 SB6789 - Difusa 1772,42 20923,68 0,27 39,61 29,57 27,96 SB21 Asgonc C. S. Gonçalo 1990,24 21638,24 0,28 40,93 40,39 18,14 SB02 Apicar C. Picarrão 3842,18 27261,34 0,24 50,99 38,60 10,11 SB10 Asanta C. Santana 1159,91 17501,65 0,30 42,6 31,27 24,64 SB05 Aengord C. Engordador 1041,38 15469,48 0,24 50,95 36,00 12,01 SB22 C. Lavrinha 1840,27 23684,02 0,32 31,51 37,84 29,33 SB23 Difusa 3020,75 30098,17 0,31 25,37 54,62 18,41
Observa-se que a faixa de variação do percentual de urbanização entre as sub-
bacias é bastante heterogênea, oscilando entre 15% - 80%, e que as mais densamente
ocupadas detêm um percentual reduzido de área preservada, como é o caso da Prainha,
Barbado e Gambá, Figura 48.
131
Tabela 20 - Resultados da Classificação da Imagem de Acordo com o Índice de Vegetação e as Categorias de Uso da Terra para a Bacia do Rio Cuiabá – Mato Grosso, 2000.
Sub-Bacias Denominação Corpo Receptor Área (há)
Perímetro (m)
Classe 1 (%)
Classe 2 (%)
Classe 3 (%)
Classe 4 (%)
Classe 5 (%)
Classe 6 (%)
SB20 Acoxip R. Coxipó 19029,91 64683,37 12,85 18,99 47,07 16,56 4,15 0,39 SB14/15 Alipa C.Rib.Lipa 6943,56 47012,64 12,97 21,43 47,95 13,69 3,28 0,67 SB19 Abarba C.Barbado 1421,86 20521,18 36,17 38,08 19,36 4,51 1,48 0,39 SB01 Apari C. Pari 5315,92 38657,02 3,36 11,71 62,79 18,39 2,66 1,09 SB17 Aprain C. Prainha 655,60 12135,51 30,32 41,36 25,47 1,78 0,66 0,41 SB16 Ampint C. Mane Pinto 935,79 13478,90 27,33 37,50 24,30 6,11 4,03 0,74 SB18 Agamba C.Gambá 473,58 10494,83 33,64 46,78 16,58 1,39 1,33 0,28 SB04 Aguari C. Guarita 2058,38 20433,90 15,20 26,55 42,29 12,63 2,75 0,58 SB03 Aembov C. Embauval 707,10 11859,18 14,82 38,98 33,39 6,87 4,94 1,00 SB6789 Diversas Difusa 1772,42 20923,68 15,76 23,85 29,57 18,43 9,53 2,86 SB21 Asgonc C. S. Gonçalo 1990,24 21638,24 15,99 24,94 40,39 15,26 2,88 0,53 SB02 Apicar C. Picarrão 3842,18 27261,34 18,46 32,53 38,60 8,06 2,05 0,29 SB10 Asanta C. Santana 1159,91 17501,65 12,50 30,10 31,27 19,26 5,38 1,49 SB05 Aengord C. Engordador 1041,38 15469,48 15,02 35,93 36,00 9,41 2,60 1,03 SB22 Alavrinha C. Lavrinha 1840,27 23684,02 13,64 17,87 37,84 19,88 9,45 1,32 SB23 S/denominação Difusa 3020,75 30098,17 5,23 20,14 54,62 15,04 3,37 1,60 TOTAL 52208,84
Legenda: classe I – urbanização alta: classe II – urbanização baixa, classe III: campo, Classe IV: cerrado, classe V: mata, classe Viágua
132
Figura 48 - Percentuais das Categorias por Sub-Bacia da Cidade de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso –1999.
As sub-bacias da cidade de Cuiabá apresentaram um percentual médio de
urbanização de 53%, enquanto que o registrado nas sub-bacias de Várzea Grande foi de
40%. O valor médio obtido para as áreas dos dois municípios atingiu 46%, conforme pode
ser visualizado na Figura 48.
A Figura 49 mostra os valores médios por categoria de uso e município, onde se
observa que o percentual de área preservada ainda é maior em Várzea Grande, o que pode
ser reforçado pelo índice médio de vegetação obtido da bacia.
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Aco
xip
Alip
a
Aba
rba
Apr
ain
Am
pint
Aga
mba
Asg
onc
Apa
ri
Agu
ari
Aem
bov
Asg
onc
Api
car
Asa
nta
Aen
gord
urbanização campo preservado
133
Figura 49 – Percentual Médio por Classe de Ocupação e o NDVI Obtido nos Municípios de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso - 1999.
A partir da imagem do perímetro urbano, pode-se verificar, também, uma
distribuição espacial heterogênea, com grandes vazios entre as regiões, além da perda da
mata ciliar ao longo dos principais córregos. A mata deu lugar aos barracos e
posteriormente às casas, erguidas ao longo desses córregos, tornando-se essas regiões
críticas e frágeis, principalmente no período de chuva.
5.3. Análises da Inter-relação das Categorias de Ocupação das Sub-Bacias e
das Variáveis Físico-Químicas e Bacteriológicas
Neste item serão apresentados os resultados das análises estatísticas, exploratórias e
multivariadas, realizadas para estudar a inter-relação entre o processo de urbanização e a
qualidade da água de treze sub-bacias localizadas no perímetro urbano. Análises de
correlação e regressão foram aplicadas para verificar o grau de relacionamento e as
equações que definem as relações entre as classes de ocupação e as variáveis físico-
químicas e bacteriológicas. Análises de componentes principais e de cluster permitiram
reduzir a dimensionalidade dos dados e o agrupamento das sub-bacias que tiveram
características similares.
0
20
40
60
80
100
(%)
Urban
izaçã
o
Campo
Preserv
adoNDVI
Valor médioCuiabáV.Grande
134
5.3.1. Análise de Correlação
A Tabela 21 apresenta os resultados referentes ao estudo de correlação entre as 11
variáveis físico-químicas e bacteriológicas e os percentuais de ocupação e uso do solo e
NDVI das sub-bacias, a partir do método de Tau-b de Kendall. Nesta análise, observou-se
que o fósforo e coliforme total mostraram uma alta correspondência (sig <0,01) com o
índice médio de vegetação da bacia, bem como o OD, DBO, Alcalinidade e Condutividade
que também se definiram fortemente correlacionadas com a percentagem de urbanização.
5.3.2. Análise de Regressão
A análise de regressão entre os percentuais de uso e ocupação e as variáveis físico-
químicas e bacteriológicas das sub-bacias foram descritas considerando as variáveis
independentes (% de urbanização e NDVI) e as variáveis resposta (OD, DBO, DQO,
coliformes fecais e totais, fósforo, NTK, condutividade, cor, turbidez, e alcalinidade). Um
reduzido número de variáveis apresentou resultados significativos, sendo demonstrados nas
Tabelas 22 e 23 aquelas com melhor coeficiente de determinação.
Tabela 21 - Matriz de Correlação entre as Classes de Ocupação e o NDVI e as Variavéis Físico - Químicas e Bacteriológicas das Sub-bacias do Perímetro Urbano, Rio Cuiabá - Mato Grosso, 1999-2000.
Correlações entre as Variavéis Fisicos Quimicas e Bacteríologicas das Sub-bacias do Perímetro Urbano e o Tipo de Ocupação
-.013 .538* -.333 -.538* -.436* -.205 -.538* -.667** -.590** -.385 -.256
.092 -.462* .410 .513* .513* .179 .564** .590** .513* .410 .179
-.013 .333 -.385 -.487* -.641** -.205 -.487* -.410 -.385 -.333 -.103
-.013 -.462* .359 .564** .359 .128 .513* .641** .564** .359 .231
.301 .256 -.103 -.308 -.154 .231 -.205 -.385 -.359 -.308 .077
.951 .010 .113 .010 .038 .329 .010 .002 .005 .067 .222
.667 .028 .051 .015 .015 .393 .007 .005 .015 .051 .393
.951 .113 .067 .020 .002 .329 .020 .051 .067 .113 .625
.951 .028 .088 .007 .088 .542 .015 .002 .007 .088 .272
.158 .222 .625 .143 .464 .272 .329 .067 .088 .143 .714
13 13 13 13 13 13 13 13 13 13 13
13 13 13 13 13 13 13 13 13 13 13
13 13 13 13 13 13 13 13 13 13 13
13 13 13 13 13 13 13 13 13 13 13
13 13 13 13 13 13 13 13 13 13 13
ndvi médio
% de Urbanização
% de Campo
% de Mata
% de água
ndvi médio
% de Urbanização
% de Campo
% de Mata
% de água
ndvi médio
% de Urbanização
% de Campo
% de Mata
% de água
Coeficiente
de
correlación
Sig.(bilateral)
N
Tau_b de
Kendall
Cor OD DQO DBO Alcalinidade Turbidez Condutividade Fosfóro
Coliforme
Total
Coliformes
Fecais NTK
La correlación es significativa al nivel 0,05 (bilateral).*.
La correlación es significativa al nivel 0,01 (bilateral).**.
135
Tabela 22 - Equações de Regressões Considerando a Porcentagem de Urbanização como Variável Preditora para Estimar a Qualidade da Água das Sub-Bacias do Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso.
Variável Equação Sig. r Cor 45.067 + 0.102 0,827 0,006 OD 1.443 + 0.244 0,657 0,026 DBO -163,743 + 10.570 0,415 0,085 DQO -28.219 + 1.234 0,018 0,525 Alcalinidade -3.160 + 1.210 0,006 0,628 Turbidez 7.213 + 0.126 0,034 0,447 Condutividade -52.898 + 7.004 0,001 0,767 Fósforo Total -0.601 + 2.721 x 10-2 0,001 0,791 Coliformes Totais -8610321 + 26 0,013 0,557 Coliformes Fecais -2373613 + 75608.407 0,018 0,523 NTK 0.853 + 4.101 x 10-2 0,269 0,150
Tabela 23 - Equações de Regressões Considerando o NDVI como Variável Preditora para Estimar a Qualidade da Água das Sub-Bacias do Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso.
Variável Equação Sig. r DBO 97,355 – 303,481 NDVI 0,001 0,673 Alcalinidade 107.383 – 228.682 0,012 0,486 Condutividade 590.462 – 1244,113 0,005 0,561 Coliformes Totais 1.9 x 107 – 6,5 x 10+7 0,00 0,764 Fósforo Total 2.124 – 6,011 0,00 0,740
5.3.3. Análises de Componentes Principais - ACP
Os resultados obtidos com a análise de componentes principais para a bacia do rio
Cuiabá acham-se dispostos na Tabela 24, onde a variável % de urbanização encontra-se
positivamente relacionada com a componente 1, e o NDVI negativamente correlacionado.
Na composição do eixo 2, as variáveis turbidez, NTK e cor aparecem definindo essa
componente.
Essa análise permitiu, ainda, observar como as sub-bacias se distribuem em relação
a esses eixos (componentes 1 e 2), conforme ilustrado na Figura 50. Verifica-se que aquelas
com um percentual de urbanização mais elevado, acima de 65%, e menores índices de
vegetação (% NDVI), como é o caso da Prainha, Gambá, Barbado e Mané Pinto localizam-
se mais à direita do gráfico, formando um grupo. Essas sub-bacias registraram, em relação
136
às características físico-químicas e bacteriológicas, elevados teores de fósforo, DBO,
coliformes totais, alcalinidade e de condutividade, oriundos dos lançamentos dos efluentes
domésticos, fazendo com que apresentassem as maiores concentrações de carga orgânica
remanescente.
Tabela 24 - Resultados das Análises de Componentes Principais para as Classes de Ocupação, NDVI e Características Físico-Químicas e Bacteriológicas da Bacia do Rio Cuiabá– Mato Grosso.
Matriz de Componentes Rodados Componente 1 2 Ndvi médio -,955 % de urbanização ,902 ,175 % de mata ,891 ,108 Fósforo total (mg/l) ,886 ,248 DBO ,861 - Coliforme total (NMP/100ml) ,848 ,215 % de campo -,814 -,194 Condutividade (µS/cm) ,696 ,544 Alcalinidade (mg/l CaCo3) ,686 - Oxigênio dissolvido (mg/l) -,665 -,577 % de água -,643 ,299 DQO ,602 ,526 Coliformes fecais (NMP/100ml) ,517 ,456 Turbidez UT - ,909 Nitrogênio total kjeldahl (mg/l) ,260 ,713 Cor (uH) -,309 ,709
Método de Extração: Análises de Componentes Principais Método de Rotação: Normalização Equamax Autovalores Componente 1 - 54,70%; Componente 2 – 15,75%.
137
Figura 50 - Distribuição das Sub-Bacias nos Eixos das Componentes 1 e 2.
Destaca-se, também, nessa mesma figura, a sub-bacia da Guarita que se posicionou
na extremidade superior, demonstrando uma fraca relação com as variáveis da componente
1 e forte correlação com a turbidez, NTK e cor, que formam a componente 2. Vale
ressaltar, ainda, a localização da sub-bacia do Pari, na posição extrema esquerda do gráfico,
o que evidencia seus baixos teores em relação aos dois eixos. As sete sub-bacias restantes
apresentaram menores valores quando comparadas às variáveis que compõem os dois eixos.
5.3.3. Análise de Cluster
A técnica de cluster permite realizar uma classificação a partir dos casos que
emergem e agrupam um passo a cada tempo, até que todos componham um único grupo. A
coluna dos coeficientes indica a distância entre dois cluster juntos, em cada estágio de
agrupamento. Na Tabela 25, são apresentadas as etapas do método com os respectivos
conglomerados, sendo identificados, ainda, os três grupos definidos para esta análise.
138
Tabela 25 - Histórico dos Aglomerados por Sub-bacia do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá - Mato Grosso – 1999-2000. Histórico dos Conglomerados das Microbacias Conglomerado que se combina Etapa em que o conglomerado
aparece pela primeira vez
Etapa Conglomerado 1
Conglomerado 2
Coeficientes
Conglomerado 1
Conglomerado 2
Próxima Etapa
1 9 12 2,938 0 0 5 2 1 4 3,342 0 0 4 3 10 11 3,895 0 0 7 4 1 2 4,766 2 0 9 5 9 13 5,914 1 0 8 6 3 6 7,259 0 0 8 7 9 10 9,591 5 3 9 8 3 7 10,940 6 0 10 9 1 9 13,770 4 7 12 10 3 5 13,910 8 0 11 11 3 8 27,632 10 0 12 12 1 3 30,974 9 11 0
O diagrama de similaridade vertical, visto na Figura 51, acompanha essa análise, o
que permite visualizar as sub-bacias que compõem cada grupo. No primeiro conjunto,
encontram-se as sub-bacias Piçarrão, São Gonçalo, Engordador, Boca de Santana,
Embauval, Ribeirão do Lipa, Pari e Coxipó e o segundo grupo, Prainha, Gambá, Mané
Pinto e Barbado e, finalmente, no último bloco, apenas a sub-bacia da Guarita.
Figura 51 - Diagrama de Similaridade entre as Sub-Bacias do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá - Mato Grosso.
Diagrama de Cascata Vertical
X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X XX X X X X X X X X X X X X X
Número deconglomerados123456789101112
8:A
guar
i
5:A
prai
n
7:A
gam
ba
6:A
mpi
nt
3:A
barb
a
11:A
pica
r
10:A
sgon
c
13:A
engo
rd
12:A
sant
a
9:A
embo
v
2:A
lipa
4:A
pari
1:A
coxi
p
Caso
139
5.3.4.1. Análise da Variância entre os Grupos
Com o objetivo de analisar o comportamento das médias de cada variável dos três
grupos definidos em relação à média global, realizou-se o teste da ANOVA. Na Tabela 26
verifica-se que das onze variáveis analisadas, nove indicam que os valores de cada grupo
diferem significativamente (sig. F <0,05) sendo que apenas duas não apresentam diferenças
entre os grupos, NTK e cor. Podem ser visualizados, ainda, os valores (mínimo, médio e
máximo) de cada variável nos três diferentes grupos. Ressalta-se que o grupo I engloba oito
sub-bacias, o grupo II quatro e o III apenas uma sub-bacia.
Tabela 26 - Variação das Características Físico-Químicas e Bacteriológicas dos Aglomerados Formados das Sub-Bacias do Rio Cuiabá - Perímetro Urbano - 1999 - 2000.
5.3.4.1.2. Características Apresentadas pelos Grupos
No grupo I, encontram-se as sub-bacias que em geral mostraram melhor qualidade
em relação às variáveis físico-químicas e bacteriológicas, como pode ser observado na
Figura 52. Esse grupo apresentou uma menor taxa de urbanização, com valor médio de
40,07, oscilando entre 15,07 e 53,80 % e um índice de vegetação médio de 27,49, com
variações de 24 a 32 %. Os valores médios de OD foram superiores a 5mg/l, com amplitude
entre 2,94 e 6,78mg/l, o que garante, ainda, a manutenção da vida aquática nesses córregos.
Os valores de matéria orgânica medidos através da Demanda Química de Oxigênio e
Informe
5.22 107.55 13.04 50.28 12.68 261.51 .47 4,7E+05 4,1E+05 2.40 57.96
2.94 8.07 1.12 14.90 5.00 38.73 .09 1,9E+03 1,3E+03 .79 19.91
6.78 164.75 30.71 86,63 20.55 400.00 1.24 2,5E+06 2,5E+06 4.90 105
3.12 262.97 74.53 88.52 15.66 446.36 1.51 1,3E+07 3,9E+06 3.73 40.06
2.38 198.90 45.59 59.83 14.20 332.60 1.18 5,3E+06 1,7E+06 .37 37.50
4.54 362.08 98.31 115.10 18.50 546.67 1.84 1,9E+07 5,8E+06 7.74 45.00
2.41 376.97 13.52 30.85 45.63 393.43 1.49 8,7E+06 8,7E+06 6.11 65.00
2.41 376.97 13.52 30.85 45.63 393.43 1.49 8,7E+06 8,7E+06 6.11 65.00
2.41 376.97 13.52 30.85 45.63 393.43 1.49 8,7E+06 8,7E+06 6.11 65.00
4.36 176.10 32.00 60.55 16.13 328.53 .87 4,8E+06 2,1E+06 3.09 52.99
2.38 8.07 1.12 14.90 5.00 38.73 .09 1,9E+03 1,3E+03 .37 19.91
6.78 376.97 98.31 115.10 45.63 546.67 1.84 1,9E+07 8,7E+06 7.74 105
Media
Mínimo
Máximo
Media
Mínimo
Máximo
Media
Mínimo
Máximo
Media
Mínimo
Máximo
grupos
1
2
3
Total
OD DQO DBO Alcal Turbidez Condut.FosfóroTotal
ColiformeTotal
ColiformesFecais NTK Cor
140
Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) apresentaram médias de 107,55 mg/l e 13,04
mg/l, respectivamente, com faixa de variação de DQO entre 8,07 e 164,75 mg/l e de DBO
entre 1,12 e 30,71 mg/l, evidenciando contribuições oriundas de esgotos domésticos.
O valor médio da alcalinidade foi de 50,28mg/lCaCO3, com variações de 14,90 a
86,63mg/lCaCO3. Para a turbidez, constatou-se o valor médio de 12,68 UT, com variações
entre 5 e 20 UT, concentração relativamente baixa, uma vez que o limite estabelecido para
Resolução CONAMA 20, para um rio classe II, é de 100 UT. A cor apresentou um valor
médio de 57,96 uH, com variações entre 19,91 e 105 uH, abaixo do limite de 75 UT
estabelecido pelos padrões ambientais. Os teores da condutividade variaram entre 38,73 e
400 µS/cm, com valor médio de 261,51.
Os valores dos nutrientes de fósforo e nitrogênio total Kjeldhal registraram médias
de 0,47 mg/l à 2,40mg/l, com variações mínimas e máximas entre 0,09 e 1,24 mg/l e 0,79 e
4,90, respectivamente, o que caracteriza concentrações bem acima do limite estabelecido
pela Resolução que define 0,025 mg/l para o fósforo. Verificaram-se concentrações para
médias dos coliformes fecais e totais de 4,70x105 e 4,12x 105, evidenciando a contribuição
oriunda de dejetos humanos.
O grupo II é formado pelas sub-bacias que se mostraram com um elevado grau de
comprometimento das características físico-químicas e bacteriológicas de suas águas e,
nesse grupo, estão contidas aquelas com as maiores taxas médias de urbanização, 72,70%,
variando entre 64,83 e 80,42 % e menores índices de vegetação, 9,8%, oscilando entre 5 e
15%, conforme evidenciado na Figura 52. O valor médio de OD foi inferior a 5 mg/l
(3,12mg/l) com variações entre 2,38 e 4,54mg/l, teores muito baixos para garantir a
manutenção da vida aquática nesses córregos, classificados como classe 4 pela Resolução
CONAMA. Os valores de matéria orgânica medidos através da Demanda Química de
Oxigênio e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) apresentaram concentrações médias
de 262,97 mg/l e 74,53 mg/l, respectivamente, com faixa de variação de DQO entre
198,90 e 362,08 mg/l e de DBO entre 45,59 e 98,31 mg/l. Esses valores médios
aproximam-se das características de um esgoto típico de fraca concentração.
141
Figura 52 - Classes de Ocupação Correspondente à Bacia do Rio Cuiabá - Perímetro Urbano das Cidades de Cuiabá e Várzea Grande – Mato Grosso.
A alcalinidade atingiu teores de 88,52 mg/lCaCO3 com variações de 59,83 a 115,10
mg/lCaCO3 e a turbidez, valor médio de 15,66 UT, com variações entre 14,20 e 18,50 uH,
teor relativamente baixo, uma vez que o padrão ambiental estabelece 100 uH para rios de
classe II. A coloração da água nessas sub-bacias foi de 40,06 UT, com variações entre
37,50 e 45,00 UT, abaixo do limite de 75 UT estabelecido pelos padrões ambientais. A
condutividade variou entre 332,60 e 546,67 µS/cm, com média de 444,36 µS/cm, muito
superior ao encontrado no grupo I.
Os valores dos nutrientes fósforo e nitrogênio total kjeldhal mostraram médias de
1,50 mg/l e 3,72 mg/l, com variações entre 1,18 e 1,84 mg/l e 0,37 e 7,74 mg/l,
respectivamente, concentrações bem acima do limite estabelecido de 0,025 mg/l, e com
características próximas a um esgoto típico de fraca concentração, sendo o teor do NTK
também considerado próximo ao de um esgoto típico de fraca densidade. Verificou-se para
os coliformes fecais e totais, teores médios de 1,25x107 a 3,85 x106 NMP/100ml , com
variações entre 5,3 x 106 e 1,90 x 107 NMP/100ml e 1,7 x 106 e 5,8 x 106 NMP/100ml,
ficando evidenciada a contribuição oriunda de dejetos humanos.
142
A sub-bacia da Guarita, única no grupo III apresentou um valor médio de
urbanização de 41,74 % e índice de vegetação de 26%. Embora esses percentuais estejam
muito próximos aos do grupo I, as características físico-químicas e bacteriológicas das
águas desse córrego demonstraram um grau de comprometimento elevado, conforme pode
se observar na Figura 52. Os teores médios de oxigênio dissolvido, de 2,41 mg/l, mostram-
se bastante críticos para a manutenção das vidas aquáticas e não correspondem com o limite
definido pela Resolução CONAMA 20, que classifica esse córrego como classe 4 . Em
relação aos valores de matéria orgânica, medidos a partir da DQO e DBO, as médias foram
de 376,97 mg/l a 13,52 mg/l, respectivamente.
O valor médio da alcalinidade registrou-se em 30,85 mg/lCaCO3, inferior aos do
grupo I e II. A turbidez teve média de 45,63 UT, teor considerado relativamente baixo, uma
vez que o padrão ambiental para um rio classe II é de 100 UT. A variação da cor obtida
atingiu 65uH, valor próximo ao limite de 75 uH estabelecido pela legislação. Constatou-se
uma condutividade média de 393,43 µS/cm, inferior à encontrada no grupo II.
Os valores dos nutrientes fósforo e nitrogênio total Kjeldhal apresentaram médias de
1,49 mg/l e 6,11mg/l, concentrações bem acima do limite estabelecido pela Resolução de
0,025 mg/l para o fósforo, cabendo, nesse caso a comparação com um esgoto típico de fraca
concentração. As médias dos coliformes fecais e totais mostraram valores de 1,25x107 a
3,85 x106 NMP/100ml, com variações entre 5,3 x 106 e 1,90 x 107 NMP/100ml, e 1,7 x 106
a 5,8 x 106 NMP/100ml, o que evidencia a possibilidade da contribuição oriunda dos
dejetos de animais de sangue quente e de humanos.
5.4. Modelo QUAL2E
Os resultados da calibração e simulação do modelo QUAL 2E para o trecho de 26
Km, ao longo do perímetro urbano, levaram em conta as contribuições dos treze principais
tributários, referentes aos anos de 1999 e 2000, no período de seca. Evidencia -se, a partir
dessa modelação, o papel que o rio Cuiabá vem desempenhando no processo de
autodepuração das cargas orgânicas lançadas diariamente em suas águas e o seu estado
atual em relação aos aspectos ecológicos e de saúde pública. A Tabela 27 mostra os
143
resultados da calibração do modelo para os constituintes OD, DBO e coliformes fecais,
nesse trecho, que tem início na Passagem da Conceição, ponto Rc5, até a Ponte J.K, ponto
Rc12.
Na Tabela 27, destaca-se a calibração realizada para o constituinte OD, que resultou
em teores de oxigênio variando de 7,5 a 7,0 mg/l, implicando em um déficit de 0,5 mg/l
nesse trecho. Quando comparados esses resultados com os pontos de controle, dispostos ao
longo desse trecho (Rc7, Rc8, Rc9, Rc11 e Rc12), obteve -se um erro, entre os valores
observados e os valores calibrados, inferior a 10%, o que denota um bom ajuste desse
modelo para essa variável. As concentrações para os valores calibrados e observados no
trecho registraram uma taxa declinante, apesar de ainda encontrar-se superior ao limite de 5
mg/l, estabelecido pelo padrão ambiental para um rio classe II.
No que se refere à DBO, verifica-se que o valor simulado apresentou uma curva
com inflexões a partir do Km 11, ponto onde têm início as contribuições mais intensas das
sub-bacias urbanizadas, Mané Pinto, Prainha, Gambá e Barbado. Destaca-se, porém, que os
valores dos pontos de controle não acompanharam a tendência da curva calibrada,
mantendo concentrações pouco acima de 1 mg/l. Essas diferenças podem ser atribuídas à
parcela de DBO sedimentavél, não considerada nessa análise. Constata-se, ainda, que o
limite de 5 mg/l da Resolução encontra-se mantido.
Quanto ao grupo de coliformes fecais, verificou-se que a curva calibrada foi
compatível com os resultados dos pontos monitorados, apresentando uma tendência
crescente a partir do km 11, onde se intensificam as contribuições dos córregos com
maiores cargas orgânicas e de coliformes. Enfatiza-se, no entanto, que em relação a essa
variável, todo o trecho, com exceção dos dois primeiros quilômetros, encontra-se acima dos
limites de 1000 NMP/100ml estabelecidos pela Resolução CONAMA 20.
As simulações para os anos de 2005 e 2010 consideraram, basicamente, a taxa de
crescimento populacional para as sub-bacias proporcional ao crescimento registrado nos
últimos anos para os dois municípios. As alternativas simuladas avaliaram a situação de se
terem percentuais de 0% e de 80% de eficiência nos sistemas de tratamento, propostos para
144
os dois municípios que, devido às características dos sistemas, do tipo lodos ativados,
apresentam apenas uma remoção de matéria orgânica de 90% e de 95% de coliformes.
Tabela 27 - Múltiplos Cenários das Variáveis OD, DBO e Coliformes Fecais do Trecho do Perímetro Urbano da Cidade de Cuiabá e Várzea Grande - Mato Grosso - 2000.
Trecho DistânciaOD DBO Coliformes OD DBO Coliformes Limite Padrão (km) ST CT ST CT ST CT ST CT ST CT ST CT OD DBO Coliformes 2005 2010 1 0,79 7,45 7,45 1,4 1,4 6,86E+02 6,58E+027,45 7,45 1,4 1,4 6,68E+02 5,45E+025 5 1,00E+03 1 1,59 7,45 7,45 1,39 1,39 3,54E+04 3,33E+047,45 7,45 1,41 1,39 3,40E+04 2,46E+045 5 1,00E+03 1 2,38 7,44 7,44 1,44 1,44 2,69E+06 2,52E+067,4 7,44 3,04 1,43 2,58E+06 1,84E+065 5 1,00E+03 1 3,18 7,44 7,44 1,43 1,43 2,69E+06 2,52E+067,39 7,44 3,02 1,43 2,58E+06 1,86E+065 5 1,00E+03 1 3,97 7,44 7,44 1,49 1,49 2,67E+06 2,51E+067,37 7,44 3,07 1,49 2,57E+06 1,85E+065 5 1,00E+03 1 4,76 7,43 7,42 1,47 1,48 2,67E+06 2,50E+067,34 7,43 3,04 1,47 2,56E+06 1,84E+065 5 1,00E+03 1 5,56 7,43 7,42 1,48 1,49 2,67E+06 2,50E+067,33 7,43 3,04 1,48 2,56E+06 1,84E+065 5 1,00E+03 1 6,35 7,43 7,42 1,47 1,48 2,67E+06 2,50E+067,32 7,43 3,02 1,47 2,56E+06 1,84E+065 5 1,00E+03 1 7,15 7,43 7,42 1,47 1,47 2,69E+06 2,52E+067,3 7,43 3,01 1,47 2,57E+06 1,86E+065 5 1,00E+03 1 7,94 7,41 7,41 1,85 1,54 4,18E+06 3,51E+067,27 7,42 3,41 1,54 3,57E+06 2,89E+065 5 1,00E+03 1 8,73 7,41 7,41 1,83 1,53 4,18E+06 3,51E+067,26 7,42 3,38 1,53 3,57E+06 2,89E+065 5 1,00E+03 1 9,53 7,4 7,41 1,82 1,52 4,18E+06 3,51E+067,24 7,42 3,36 1,52 3,57E+06 2,89E+065 5 1,00E+03 1 10,32 7,4 7,41 1,82 1,51 4,21E+06 3,53E+067,23 7,42 3,35 1,51 3,59E+06 2,91E+065 5 1,00E+03 1 11,12 7,39 7,4 2,16 1,57 6,80E+06 5,25E+067,2 7,41 3,71 1,57 5,34E+06 4,77E+065 5 1,00E+03 1 11,91 7,36 7,38 2,57 1,63 1,27E+07 9,17E+067,17 7,39 4,12 1,64 9,30E+06 7,81E+065 5 1,00E+03 1 12,70 7,35 7,37 2,55 1,62 1,27E+07 9,20E+067,15 7,39 4,1 1,63 9,32E+08 7,84E+065 5 1,00E+03 1 13,50 7,33 7,36 2,82 1,66 1,51E+07 1,08E+077,11 7,37 4,36 1,68 1,09E+09 1,03E+075 5 1,00E+03 1 14,29 7,3 7,34 3,3 1,74 2,16E+07 1,51E+077,07 7,35 4,86 1,77 1,53E+09 1,27E+075 5 1,00E+03 1 15,09 7,28 7,34 3,28 1,73 2,16E+07 1,51E+077,05 7,35 4,83 1,76 1,53E+09 1,27E+075 5 1,00E+03 1 15,88 7,27 7,33 3,27 1,72 2,18E+07 1,52E+077,02 7,34 4,82 1,75 1,54E+09 1,27E+075 5 1,00E+03 2 16,67 7,13 7,21 4,27 1,87 3,21E+07 2,21E+076,88 7,22 5,81 1,91 2,23E+09 1,98E+075 5 1,00E+03 2 17,47 7,08 7,19 4,24 1,9 3,24E+07 2,22E+076,81 7,2 6,04 1,94 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 18,26 7,03 7,17 4,21 1,89 3,24E+07 2,22E+076,74 7,18 5,99 1,93 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 19,06 6,99 7,15 4,17 1,87 3,24E+07 2,22E+076,68 7,16 5,94 1,91 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 19,85 6,95 7,13 4,13 1,85 3,24E+07 2,22E+076,62 7,14 5,89 1,89 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 20,64 6,9 7,11 4,1 1,84 3,24E+07 2,22E+076,56 7,12 5,84 1,88 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 21,44 6,86 7,1 4,06 1,82 3,24E+07 2,22E+076,5 7,1 5,79 1,86 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 22,23 6,82 7,08 4,03 1,81 3,24E+07 2,22E+076,44 7,09 5,74 1,85 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 23,03 6,79 7,06 4,01 1,79 3,24E+07 2,23E+076,39 7,07 5,7 1,83 2,25E+09 2,00E+075 5 1,00E+03 2 23,82 6,73 7,03 4,52 1,89 3,35E+07 2,30E+076,32 7,05 6,24 1,84 2,34E+09 2,08E+075 5 1,00E+03 2 24,61 6,67 6,99 4,6 1,88 3,70E+07 2,53E+076,25 7,01 6,31 1,84 2,59E+09 2,32E+075 5 1,00E+03 2 25,41 6,62 6,97 4,64 1,88 3,76E+07 2,57E+076,15 6,98 6,86 1,9 2,63E+09 2,49E+075 5 1,00E+03 2 26,20 6,59 6,96 4,61 1,87 3,76E+07 2,57E+076,09 6,96 6,81 1,88 2,63E+09 2,49E+065 5 1,00E+03
145
Figura 53 – Calibração do Modelo QUAL2E dos Constituintes OD, DBO e Coliformes Fecais para o Trecho do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá – Cuiabá – Mato Grosso - 2000.
Calibração - 2000
4
5
6
7
8
0,79
2,38
3,97
5,56
7,15
8,73
10,3
2
11,9
1
13,5
0
15,0
9
16,6
7
18,2
6
19,8
5
21,4
4
23,0
3
24,6
1
26,2
0
Distância (km)
OD
(mg/
l)
Calibrado Observado Limite
Calibração - 2000
0123456
0
1,59
3,18
4,76
6,35
7,94
9,53
11,1
2
12,7
0
14,2
9
15,8
8
17,4
7
19,0
6
20,6
4
22,2
3
23,8
2
25,4
1
Distância (km)
DB
O (m
g/l)
Calibrado Observado Limite
Calibração - 2000
1
10
100
1000
10000
100000
0
1,59
3,18
4,76
6,35
7,94
9,53
11,1
2
12,7
0
14,2
9
15,8
8
17,4
7
19,0
6
20,6
4
22,2
3
23,8
2
25,4
1
Distãncia (km)
Co
lifo
rmes
Fec
ais
(NM
P/1
00l)
Calibrado Observado Limite
146
Para os anos de 2005 e 2010, observa-se que na hipótese de não se ter tratamento e
das cargas geradas nas sub-bacias atingirem diretamente o rio Cuiabá, a simulação
apresenta no final do trecho, uma concentração de 6,59 e 6,09 mg/l, respectivamente,
ocasionando um déficit de 1,0 e 1,5 mg/l ao longo do trecho. Na alternativa de se ter uma
remoção de 80 % das cargas orgânicas das sub-bacias, a concentração de oxigênio deverá
manter-se em 6,96 mg/l. Nota-se que mesmo para a alternativa mais crítica, 0% de
remoção e ano de 2010, o rio ainda estaria acima do limite de 5 mg/l, apesar da tendência
de deflexão da curva.
A curva resposta da DBO, simulada para os anos de 2005 e 2010, considerando a
hipótese de 0% de remoção, mostrou-se com tendência de acréscimo bastante pronunciada,
atingindo, no final do trecho valores de 4,61 e 6,81 mg/l. Salienta-se na Figura 54, que a
partir do km 16, as concentrações apresentam um incremento significativo, chegando a
valores próximos ao limite de um rio classe II, de 5 mg/l, para o ano de 2005 e extrapolam
esse limite no ano de 2010. Na alternativa de se ter 80% de remoção das cargas dos
principais contribuintes, as concentrações de DBO, ao longo do trecho, se mantêm abaixo
de 2mg/l.
Os resultados da simulação para os coliforme fecais mostram a situação mais crítica
do rio, conforme Figura 54, uma vez que o limite de 1000 NMP/100ml é extrapolado para
todo o seu trecho, evidenciando altas concentrações, próximas a de um esgoto padrão
típico.
147
Figura 54 - Cenários dos Constituintes OD, DBO e Coliforme Fecais nos Anos de 2005 e 2010 para o Trecho do Perímetro Urbano do Rio Cuiabá – Cuiabá – Mato Grosso.
5.6. Verificação e Validação das Hipóteses e dos Valores de Predição
A partir das Figuras 55 (a) - (f) pode-se observar a amplitude do intervalo de
predição apresentado pelo modelo definido na série temporal para as variáveis OD, DBO e
coliformes fecais, nos períodos de seca e cheia, em 2001 e 2002.
ano 2005
44,5
55,5
66,5
77,5
8
0,79
3,18
5,56
7,94
10,3
2
12,7
0
15,0
9
17,4
7
19,8
5
22,2
3
24,6
1
Distância (km)
OD
(m
g/l)
ST CT Limite
ano 2010
44,5
55,5
66,5
77,5
8
0,79
3,18
5,56
7,94
10,3
2
12,7
0
15,0
9
17,4
7
19,8
5
22,2
3
24,6
1
Distância ( Km)
OD
(m
g/l)
ST CT Limite
ano 2005
0
2
4
6
0,79
3,18
5,56
7,94
10,3
2
12,7
0
15,0
9
17,4
7
19,8
5
22,2
3
24,6
1
Distância (km)
DB
O (
mg/
l)
ST CT limite
L
ano 2010
02468
0,79
3,18
5,56
7,94
10,3
2
12,7
0
15,0
9
17,4
7
19,8
5
22,2
3
24,6
1
Distância (Km)D
BO
(m
g/l)
ST CT Limite
ano 2005
1,00E+001,00E+021,00E+041,00E+061,00E+08
0,79
3,97
7,15
10,3
2
13,5
0
16,6
7
19,8
5
23,0
3
26,2
0
Distância (Km)
Co
lifo
rmes
fec
ais
(NM
P/1
00m
l)
ST CT Limite
ano 2010
1,00E+00
1,00E+02
1,00E+04
1,00E+06
1,00E+08
0,79
3,97
7,15
10,3
2
13,5
0
16,6
7
19,8
5
23,0
3
26,2
0
Distância (Km)
colif
orm
es f
ecai
s (N
MP
/100
ml)
ST CT Limite
148
Figura 55 - Intervalo de Predição das Variáveis OD, DBO e Coliformes Fecais do Rio Cuiabá para os Anos de 2001 e 2002.
(a)
ANO
2004200220001998199619941992199019881986
OD
(m
g/l)
- R
c5
8,2
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
7,0
6,8
6,6
6,4
6,2
6,0
PERÍODO
2
R² = 0,0159
1
R² = 0,0163
(b)
ANO
2004200220001998199619941992199019881986
OD
(m
g/l)
- R
c12
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
4,5
4,0
PERÍODO
2
R² = 0,6364
1
R² = 0,7365
(c)
ANO
2004200220001998199619941992199019881986
DB
O (
mg/
l) -
Rc1
2
3,0
2,8
2,6
2,4
2,2
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
,8
PERÍODO
2
R² = 0,0472
1
R² = 0,0047
(d)
ANO
2004200220001998199619941992199019881986
DB
O (m
g/l)
- Rc5
2,4
2,2
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
PERÍODO
2R² = 0,0967
1R² = 0,1831
(e)
ANO
2004200220001998199619941992199019881986
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (
NM
P/1
00m
l) -
Rc5
20000
10000
8000
6000
4000
2000
1000800
600
400
PERÍODO
2
R² = 0,0624
1
R² = 0,0436
(f)
ANO
2004200220001998199619941992199019881986
CO
LIFO
RM
ES
FE
CA
IS (
NM
P/1
00m
l) -
Rc1
2
30000
20000
10000
9000
8000
7000
6000
5000
PERÍODO
2
R² = 0,9820
1
R² = 0,9785
149
Para o OD, verifica-se que ocorreu, no ponto Rc5, uma faixa com abrangência
bastante larga, nos dois períodos. Na seca, os valores preditos variaram de 8,1 a 6,8 mg/l e
na cheia de 7,8 a 6,0 mg/l, sendo o coeficiente de determinação pouco significativo. No
ponto Rc12, que apresenta uma curva com tendência marcante de decréscimo, as
diferenciações entre os períodos não foram marcantes, porém mostraram-se bastante
diversificadass em relação ao ponto Rc5 e os valores ficaram entre 6,4 e 4,0 mg/l. O
coeficiente de determinação foi de 0,6, nesse ponto, mostrando uma melhor capacidade de
resposta dessa variável, que apresentou uma curva com tendência marcante de decréscimo,
ou seja, valores já bastante críticos para o rio Cuiabá.
Para a variável DBO, as retas evidenciaram uma elevada amplitude, com
coeficientes de determinação bastante baixos para os dois pontos. Os valores de coliformes
fecais mostraram, no ponto Rc12, elevados coeficientes de determinação, com predição
acima de 2 x 105 NMP/100ml para o ano de 2002, e uma faixa mais estreita, onde não se
observaram diferenças entre os períodos sazonais.
150
6. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
A análise do curso evolutivo da poluição no perímetro urbano da bacia do rio
Cuiabá, enfatizada neste estudo, enfocou as implicações do processo de urbanização das
cidades de Cuiabá e Várzea Grande, na qualidade das águas desse rio. No estudo dessa
evolução, utilizou-se uma base múltipla de dados associados a ferramentas analíticas como
técnicas estatísticas, modelo de qualidade e sensoriamento remoto. Essas ferramentas foram
aplicadas para medir, avaliar e prognosticar a extensão temporal e espacial dessa poluição,
identificando as forças dominantes de mudança, estabelecendo limites acima dos quais os
danos ecológicos começam a ocorrer, ainda, vislumbrando cenários múltiplos de avaliação
para integrar planos de gerenciamento a serem definidos para a bacia. Além disso, foram
objeto de discussão aspectos relativos à aplicabilidade e limitações demonstrada por cada
método utilizado.
6.1. Evolução Espacial e Temporal da Qualidade da Água da Bacia
Os resultados obtidos foram avaliados com uma abordagem sobre os impactos
causados pelo processo de urbanização, no que se refere aos aspectos ecológicos e de saúde
pública do rio Cuiabá, para determinar a intensidade das concentrações e a tendência
observada nos componentes orgânicos, inorgânicos, nutrientes e cargas de coliformes, que
retratam os reflexos dessa poluição na bacia ao longo dos anos.
151
6.1.1. Aspectos Ecológicos
Neste item serão discutidas as variáveis OD, DBO, DQO e sólidos, consideradas
principais contribuintes da poluição orgânica e pH, alcalinidade e condutividade como
componentes da poluição inorgânica, além dos nutrientes representados pelo nitrogênio e
fósforo.
Os teores de oxigênio dissolvido obtidos entre os anos de 1987 e 2000 apresentaram
concentrações variando em torno de 7,0 mg/l, no ponto Rc5, localizado a montante do
perímetro urbano, e de 6,5 mg/l, no ponto Rc12, a jusante. Ocorreram ainda variações
significativas no eixo montante-jusante e entre os períodos sazonais, com maiores valores
durante a seca e menores na cheia. Essas diferenças podem ser explicadas pela ação dos
afloramentos rochosos, ao longo do rio, que provocam turbulência no período de estiagem,
propiciando, então, uma elevação da taxa de oxigenação na massa. No período chuvoso, a
lâmina d’água no leito do rio cobre esses afloramentos, reduzindo, assim, esse efeito da
turbulência. De fato, notam-se menores concentrações de OD nos períodos de chuva. Esse
impacto já fora observado por FIGUEIREDO (1996) e PCBAP (1997) que apontaram a
aeração atmosférica, ocasionada pelo fluxo turbulento, como a principal fonte de entrada de
oxigênio dissolvido no rio Cuiabá.
A análise da evolução temporal dessa variável mostra que no ponto Rc12,
localizado a jusante do perímetro urbano, tem ocorrido uma taxa declinante de OD, ao
longo dos anos, sem atingir, contudo, a concentração limite de 5,0 mg/l, estabelecida pela
Resolução CONAMA 20 para um rio de classe 2. TEIXEIRA (1994) define o ponto Rc12
como o local onde ocorre a máxima depleção de oxigênio. Apesar do déficit aí apresentado,
o autor comenta que o rio Cuiabá revelou uma boa capacidade de oxigenação, elevando o
conteúdo dessa variável ao longo de sua trajetória.
As concentrações da DBO para os dois pontos, entre os anos de 1987 e 2000,
evidenciaram valores da mediana de 1,0 mg/l. Na época da seca, verificaram-se
concentrações inferiores a 1 mg/l e, na chuva, ocorreu um incremento, nos respectivos
pontos, atingindo concentrações de 7,0 a 8,0 mg/l. Essas diferenças dos teores, nos períodos
sazonais, resultam da alta disponibilidade de oxigênio engendrado ao meio pelas
152
corredeiras, no período de seca, conforme já enfatizado anteriormente. No período de
chuva, entretanto, registraram-se picos de variação devido ao carreamento de matéria
orgânica junto com as águas da chuva para o leito do rio. Observou-se, também, nesse
período, um aumento mais significativo do material em suspensão no ponto Rc12,
localizado a jusante de todo o lançamento. SANTOS (1990) salienta que, devido às altas
temperaturas nesse período do ano, ainda pode ocorrer a diminuição da solubilidade do
oxigênio e o aumento da intensidade dos processos biológicos.
Projetos e estudos têm sido desenvolvidos em várias regiões do país com o objetivo
de se medir a capacidade de resposta dos corpos d’água quando submetidos a grande
contribuição de cargas orgânicas. SALATI et al. (1999) enfatizam a importância da
capacidade de autodepuração do rio Corumbataí, localizado na cidade de São Paulo, que
por ser um rio típico de uma região de Planalto, consegue assimilar parte de suas cargas
orgânicas, evitando sérios comprometimentos da qualidade da água para a região a jusante.
No Projeto BRA/96/017(1998), desenvolvido na bacia do Paraíba do Sul, observou-se que
em um trecho do rio, onde são lançados efluentes domésticos de várias cidades ribeirinhas,
sem nenhum tipo de tratamento, os níveis de DBO variaram entre 3,0 e 4,0 mg/l e teores de
oxigênio se mantiveram acima de 6,0 mg/l, apesar da contribuição dos efluentes
domésticos.
Os teores de cor não mostraram oscilações ao longo do trecho, sendo, contudo,
marcantes as variações entre os períodos .Na seca, verificou-se menor coloração da água,
com valores medianos de 15 uH e, na época da chuva, observou-se uma elevação
acentuada, atingindo valores de 70 uH. MOTA (1995) pondera que a cor pode estar
associada tanto ao material dissolvido, proveniente dos processos de decomposição, como
ao material em suspensão, que é trazido pela lavagem do solo, na época de chuvas. Nesse
caso, nota-se a presença de íons metálicos como ferro e manganês, plâncton ou de despejos
coloridos resultantes de resíduos indus triais.
Os valores medianos encontrados para a turbidez em ambos os pontos foram
próximos a 10 UT, na seca, e a 47 UT, na cheia, enfatizando-se, assim, as diferenças entre
os períodos. Em geral, os teores de turbidez estão relacionados ao material em suspensão
presente nos corpos d’água. Observou-se que as concentrações dos sólidos suspensos
153
variaram nos pontos e entre os períodos. Valores medianos de 13 mg/l foram registrados,
no período de seca, e de 75,00 mg/l, na cheia. Verificou-se, ainda, que o aumento dessa
variável ocorreu no sentido montante-jusante, em função do incremento das cargas de
sólidos trazidas pelos principais tributários. SAWYER & McCARTY (1985) ressaltam que
o aumento da matéria em suspensão ocorre com a intensificação do grau da poluição e que
picos de concentração estão associados aos períodos de chuva que proporcionam o
carreamento do material sólido para o leito dos rios. FIGUEIREDO (1996), em seu estudo
realizado na bacia, constatou que os maiores valores de turbidez foram registrados na época
de chuva e que o processo natural de erosão, associado ao uso inadequado do solo, podem
ser considerados fatores que alterem a qualidade física da água na bacia, nessa época do
ano.
A faixa de variação do pH foi considerada baixa, no trecho estudado, mostrando
uma variação próxima ao neutro, nos pontos e períodos. FIGUEIREDO (1996) também
observou que as médias de pH não evidenciaram uma variação temporal nítida ao longo do
rio, desde a sua cabeceira até Porto Cercado, entre os anos de 1995 e 1996, registrando
valores com pouca variação e pH na faixa do neutro, em ambos os períodos. Contudo,
constatou-se, no estudo da série temporal dessa variável, uma curva descendente no ponto
Rc5, fenômeno que pode estar associado ao processo de ocupação da bacia, com ampliação
das áreas agricultáveis de pecuária a montante desse ponto.
A alcalinidade evidenciou diferenças entre os períodos sazonais, com menores
concentrações no período de cheia, até 35 mg/l, e maiores na seca. Essa variação ocorre em
função do processo de diluição provocado pelas águas da chuva. Na análise da série
temporal, a curva no ponto Rc5 mostrou-se decrescente, atingindo valores próximos a 30
mg/l e, no ponto Rc12, observou-se uma curva crescente dos valores até o final de 1999,
que corresponde ao início do período de chuva de 2000 quando, então, diminui
abruptamente. NETTO (1993) salienta que as maiores concentrações de alcalinidade
encontradas nas cabeceiras do rio Cuiabá devem-se às diferenças geológicas da área de
captação do rio Cuiabazinho que drena rochas carbonácias das formações Diamantino e
Araras. Após a confluência com o rio Manso, “pobre em eletrólitos”, o rio Cuiabá diminui a
alcalinidade, permanecendo praticamente constante até a região do Pantanal.
154
A condutividade apresentou variações significativas entre os períodos, com maiores
valores na seca, e incrementos foram observados na concentração desta variável, no ponto
Rc12, atingindo até 220 µS/cm. O mesmo ocorreu no ponto Rc5, nesse período, reduzindo
o efeito das cargas orgânicas e evidenciando a contribuição da geologia da bacia. NETTO
(1993) FIGUEIREDO (1996) e SALATI et al. (1999) citam exemplos de degradação da
qualidade da água dos rios Tietê e Jundiaí, que se localizam em áreas de urbanização
intensa. Um estudo sobre esses rios, realizado em 1999, mostrou uma variação no sentido
montante-jusante entre 31 e 602 µS/cm e 81 e 503 µS/cm, respectivamente.
Os valores dos nutrientes medidos através do NTK e fósforo, verificados no rio
Cuiabá, evidenciaram um acréscimo significativo, no ponto Rc12, localizado a jusante do
perímetro urbano, com maiores concentrações no período de chuvas, nas formas de nitrito,
nitrato, nitrogênio amoniacal e fósforo. MAIER (1978) observa que os compostos
nitrogenados podem ter origens na erosão do solo, na drenagem de águas de irrigação e de
terrenos pantanosos, na descarga de efluentes industriais e esgotos domésticos e na
decomposição da vegetação marginal. Pode-se considerar que para o ponto Rc5, os teores
de NTK presentes estejam associados ao processo erosivo das margens, resultado de
atividades agrícolas praticadas ao longo do rio Cuiabá, nos trechos correspondentes ao Alto
Cuiabá. Porém, observa-se, ainda, que as contribuições oriundas dos esgotos domésticos e
industriais, lançados pelos principais tributários no perímetro urbano, concorrem para a
elevação dessas concentrações no ponto Rc12.
A evolução temporal da variável fósforo apresentou uma curva crescente ao longo
dos anos e os teores de fósforo total encontrados nos dois pontos variaram entre 0,05 e
0,129 mg/l, superiores ao limite da Resolução CONAMA 20. No rio Paraíba, observou-se
um comprometimento dos níveis de fosfato, com praticamente todos os resultados de
fósforo total acima do recomendado de 0,020 mg/l e os valores médios de 0,07 atingindo
até 0,22 mg/l. FELLINBERG (1980) comenta que a intensificação do consumo de
detergentes e materiais de limpeza tem provocado a contaminação dos esgotos urbanos com
uma quantidade considerável de fosfatos e polifosfatos. Os fosfatos dissolvidos na água
constituem fator limitante ao desenvolvimento de algas e bactérias, sendo os principais
responsáveis pela eutrofização da água. Fosfatos e polifosfatos reduzem também a tensão
155
superficial da água, como fazem todos os detergentes, facilitando a formação de espumas
na superfície da água, fenômeno que tem ocorrido ao longo do rio Cuiabá de forma bastante
freqüente.
6.1.2 Saúde Pública
Os valores medianos de coliformes totais evidenciaram, entre os anos de 1987 e
2000, concentrações distintas por período sazonal, no ponto Rc5, variando entre 500 e 3000
NMP/100ml e, no ponto Rc12, ficaram acima de 20.000 NMP/100ml, não havendo
distinção significativa entre os períodos. Para os coliformes fecais, na seca, as
concentrações ao longo do eixo montante-jusante oscilaram na seca, entre 230 e 11.000
NMP/100ml e, na cheia, entre 700 e 8000 NMP/100ml. Dessa forma, nota-se que altas
concentrações dos coliformes fecais foram observadas em todo o trecho do perímetro
urbano, mais acentuadamente no ponto Rc12, durante a seca. Esses teores denotam uma
baixa capacidade do rio Cuiabá em diluir as cargas de coliformes oriundas dos esgotos
domésticos. Isso também foi observado no rio Paraíba do Sul, onde as concentrações
variaram entre 3000 e 4000 NMP/100ml, ou seja, superiores às faixas estabelecidas para
um rio classe 3, o que indica sua incapacidade de absorver a carga lançada. HELLER &
CHERNICARO (1992) discutem a dificuldade do cumprimento da legislação para
coliformes, mesmo em rios de médio porte que apresentem uma boa capacidade de
diluição.
A evolução da qualidade da água, ao longo dos anos, mostrou para os pontos Rc5 e
Rc12 uma curva crescente no aumento das concentrações de coliformes fecais e totais,
sendo que para o primeiro ponto a contribuição está associada aos dejetos animais e para o
segundo aos esgotos domésticos. Isso indica uma poluição aguda do rio nos aspectos
ligados à saúde pública, podendo ocasionar doenças de veiculação hídrica, implicando,
também, em restrições aos destinados à balneabilidade e à irrigação de horticulturas.
156
6.2. Determinação das Forças Dominantes na Alteração da Qualidade da Água
da Bacia
Estudos têm mostrado que a variabilidade da qualidade das águas é muito complexa
e apresenta flutuações que podem estar associadas a fatores e processos hidrológicos,
geomorfológicos e à acão antropogênica na bacia. Medir e isolar a contribuição específica
de cada fator torna-se extremamente difícil, porém pode-se observar a predominância de
alguns em relação a outros. DAVIS & CORNWELL (1998) salientam que para um melhor
entendimento do processo de avaliação da qualidade da água faz-se necessário conhecer a
dinâmica da atuação de cada um dos fatores: clima, litologia da região, da vegetação
circuncidante, do ecossistema aquático e da influência do homem e a interação estabelecida
pela ação conjunta entre essas combinações.
Neste item será feita a avaliação de como esses fatores têm interferido na qualidade
da água da bacia e a identificação da distribuição espacial da urbanização nas diferentes
sub-bacias que compõem o mosaico urbano da cidade de Cuiabá e Várzea Grande.
6.2.1. Efeitos dos Fatores Climatológicos e Geológicos
A partir dos testes de Mann-Whitney para amostras independentes e acopladas aos
gráficos Box-Plot, pôde-se verif icar a interferência da sazonalidade, onde para algumas
variáveis como cor, DQO e alcalinidade registraram-se diferenças significativas entre os
períodos. Para a cor, turbidez e DQO os valores elevaram-se em virtude do carreamento e
lavagem do solo pelas águas da chuva, já a alcalinidade sofreu o efeito da diluição, sendo
registradas concentrações nesse período. FIGUEIREDO (1996) reporta que a temperatura
da água, pH, condutividade, alcalinidade e oxigênio dissolvido não mostraram alterações
evidentes nos trechos do rio Cuiabá sob influência da área urbana, o que demonstra maior
relação com os fatores climáticos, geológicos e geomorfológicos.
157
6.2.2 Efeitos Combinados das Descargas Orgânicas e Sazonalidade
Os efeitos oriundos dos lançamentos dos esgotos no trecho do perímetro urbano
podem ser verificados a partir da análise de Mann-Whitney combinada com os gráficos
Box-Plot, identificando as diferenças espaciais entre os pontos e períodos, devido às cargas
orgânicas. As variáveis condutividade, sólidos suspensos totais, transparência, fósforo total,
coliformes total e fecal, OD e NTK, sofreram alterações em virtude de um efeito
combinado pela sua localização espacial e sazonalidade. Esses dois efeitos sobrepuseram-
se, porém em algumas variáveis pôde-se observar a predominância da tendência, como foi
o caso dos coliformes totais que, no ponto Rc12, a jusante de todo lançamento, não
mostraram diferenças entre os períodos e o efeito da diluição foi mínimo. Para OD,
observou-se a predominância do efeito da sazona lidade em conjunto com as características
físicas do rio. No período de águas baixas, ocorre o aparecimento das corredeiras ,
verificando-se, então, um aumento na capacidade de reaeração, apesar da menor vazão
disponível para diluir as cargas orgânicas recebidas no trecho. É importante salientar que o
rio Cuiabá, a partir da implantação da usina de Manso, terá a sua vazão regularizada, e esse
efeito da reaeração diminuirá, podendo o impacto das cargas orgânicas , que se apresenta
mais elevado no período de águas altas, ser avaliado mais diretamente.
6.2.3. Efeitos do Uso e Ocupação das Sub-bacias
A caracterização do uso e ocupação do solo nas sub-bacias que compõem o
perímetro urbano das cidades de Cuiabá e Várzea Grande permitiu identificar, a nível
espacial, aquelas que apresentaram uma urbanização mais intensa, resultando em perdas da
vegetação e, principalmente, das matas ciliares ao longo desses principais tributários com
conseqüentes perturbações e alterações na qualidade desses corpos receptores.
Em relação ao percentual de urbanização, três grupos distintos foram identificados,
com níveis de qualidade diferenciados. Em ordem decrescente, aparecem compondo o
grupo I, as sub -bacias: Ribeirão do Lipa, Pari, Embauval, Boca de Santana, Engordador e
São Gonçalo com menor índice de urbanização, maior índice de vegetação e melhores
níveis de qualidade. As características que mais se destacaram foram os teores médios de
158
oxigênio dissolvido, ainda acima de 5 mg/l, valores de DBO e DQO, em torno de 10 e
130,00 mg/l, característica mais comum de águas limpas. Os coliformes fecais e totais
apareceram em níveis menores que nos outros grupos, denotando a contribuição
preferencial de dejetos de animais.
O grupo II, formado pelas sub-bacias Prainha, Gambá, Barbado e Mané Pinto, é um
grupo mais intensamente urbanizado, apresentando concentrações elevadas de: matéria
orgânica, medida através da DBO e DQO, com valores médios de 74,00 a 263,00 mg/l;
coliformes totais e fecais de 1,25 x 107 a 3,85 x 106; nutrientes, fósforo e NTK, com
valores médios de 1,50 a 3,72 mg/l e teores de oxigênio bastante críticos, caracterizando-se,
assim, como um esgoto de fraca intensidade. TUCCI (1998) apresenta valores de alguns
parâmetros típicos de efluentes de esgoto municipal e combinado, os quais se assemelham
aos verificados neste estudo.
O grupo III, composto pela sub-bacia Guarita, evidenciou percentuais de
urbanização e NDVI próximos ao do grupo I, porém mostrou-se distinto dos demais, e essa
diferenciação na sua qualidade deve-se aos menores teores de oxigênio dissolvido, maiores
concentrações de DQO, valores médios de 377 mg/l, NTK de 6,11 mg/l e cor, de 65 uH.
Essas características podem estar refletindo a ocupação dessa sub-bacia, onde estão
localizadas pequenas chácaras, com criações de porcos e animais silvestres e ainda com
áreas destinadas à plantação de hortaliças que utilizam adubos e outros tipos de
fertilizantes.
6.3. Cenários Múltiplos Prognosticados para a Qualidade da Água da Bacia
Os modelos utilizados permitiram realizar um prognóstico a curto prazo, anos de
2001 e 2002, para vários constituintes e a médio prazo, anos de 2005 e 2010, com previsões
apenas para os teores de OD, DBO e coliformes fecais.
Os valores prognosticados para o oxigênio dissolvido prevêem um decréscimo, a
curto prazo, para os anos de 2001 e 2002, se as condições atuais de esgoto tratado se
mantiverem. Assim, valores de OD, nos pontos Rc5 e Rc12, atingiram concentrações de
159
6,7 e 5,4 mg/l, respectivamente, dentro de um intervalo de predição que variou de 6,3 a 4,0
mg/l, para o ponto Rc12. Nos cenários dos anos de 2005 e 2010, a concentração no ponto
Rc12 situou-se próxima a 6,0 mg/l, considerando-se a pior alternativa, de não se ter
tratamento dos esgotos nas cidades. TEIXEIRA (1994) também simulou esse parâmetro
para o ano de 2005 e concluiu que o OD não chega a ser um problema para a classificação
do rio, pois os valores da simulação mantiveram-se acima de 5,0 mg/l para o ponto Rc12.
Essas previsões, no entanto, juntamente com a análise da tendência ao longo do tempo,
denotam que está ocorrendo uma perda da capacidade de reaeração do rio, impondo, assim,
a necessidade de se investir na melhoria dos sistemas de esgoto, como uma forma de
minimizar o efeito dessas cargas.
Os valores prognosticados para a DBO, nos anos de 2001 e 2002, apresentaram
concentrações superiores a 1mg/l e nos anos de 2005 e 2010, se a hipótese de 0% de
tratamento ocorrer, os níveis dessa variável atingirão valores próximos a 5 e 7 mg/l.
TEIXEIRA (1994) encontrou no ponto Rc12, na simulação para o ano de 2005,
concentrações de 9 mg/l.
No que se refere à turbidez, os valores prognosticados para os anos de 2001 e 2002
mostraram uma elevação em relação às baixas concentrações comumente encontradas no
período de seca e projetaram valores superiores a 30 UT para os dois pontos e, na cheia,
esses valores ficaram inferiores a 55 UT, aquém da taxa estabelecida pelo padrão
ambiental, de 100 UT. Com relação aos sólidos em suspensão, os valores prognosticados
apresentaram-se distintos por ponto e período. Para o ponto Rc5, localizado a montante dos
lançamentos, esperam-se concentrações inferiores a 25 mg/l, na seca, e de 97 mg/l, na
cheia, sendo que no ponto Rc12, na seca, projetou-se um valor abaixo de 70 mg/l.
A cor evidenciou valores para os anos de 2001 e 2002, no período de seca, de 45
uH e, na cheia, de 117uH, .excedendo, assim, no período de chuva, os limites da Resolução
CONAMA 20, de 75 uH. O aumento da cor traz reflexos operacionais aos sistemas de
tratamento de água e, conseqüentemente, à qualidade água distribuída.
As concentrações dos coliformes totais e fecais mostraram-se bastante elevadas em
todo o trecho do rio, mesmo na situação atual, e os valores tendem a se elevar com o
160
crescimento populacional estimado, chegando a números acima de 107 para o ano de 2010.
A redução desse efeito só será obtida através da implantação de estações de tratamento do
tipo lagoas de maturação, calhas ultravioletas e desinfecção.
Os valores prognosticados, a curto prazo, para os níveis de NTK e fósforo
evidenciam teores de 0,39 e 0,10 mg/l, respectivamente. Essas concentrações de nitrogênio
e fósforo podem ocasionar impactos mais significativos no Pantanal e na sua comunidade
aquática.
6.4. Eficácia das Ferramentas de Gestão Utilizadas
Este estudo envolveu a utilização de uma grande variedade de ferramentas analíticas
como: estatísticas multivariadas, séries temporais, regressões, correlações, ACP, cluster,
sensoriamento remoto e modelo matemático QUAL 2E para avaliar e prognosticar os
valores da qualidade da água, no trecho do perímetro urbano, as inter-relações entre o uso e
ocupação do solo nas sub-bacias e o grau de comprometimento dos seus corpos receptores
6.4.1. Banco de Dados
O banco de dados utilizado foi considerado um componente de extrema
importância, já que facilitou a organização, retirada e filtragem dos dados. Observou-se,
contudo, que inúmeros erros ocorreram durante várias etapas do processo, decorrentes dos
levantamentos feitos em campo, das realizações das análises, armazenamento e cálculos
inerentes à determinação das concentrações das variáveis. Alguns desses erros foram
minimizados com a inserção de uma tabela de cálculo acoplada ao próprio banco, evitando-
se, assim, a utilização de planilhas complementares. Dessa forma, procedimentos de
verificação, triagem e atualização foram fundamentais para assegurar a qualidade das
informações. Vale ressaltar a importância da implementação de módulos adicionais para
preenchimento de lacunas e controle da qualidade dos dados e a necessidade de se manter
um Banco de Dados atualizado para monitorar e alimentar modelos que subsidiem a gestão
das águas na bacia.
161
6.4.2. Modelos Combinados
As séries temporais definidas neste estudo permitiram compreender a variabilidade
existente no comportamento de quatorze variáveis físico-químicas e bacteriológicas,
identificando as componentes aleatórias e determinísticas causadas pela sazonalidade e a
tendência observada ao longo do tempo, decorrente das alterações graduais naturais ou
impostas pelo processo de urbanização e outras formas de uso e ocupação da bacia. Além
disso, pôde-se, com elas, propor modelos matemáticos para previsão do comportamento
futuro da série temporal para os dois pontos do rio Cuiabá. As curvas de tendências obtidas
salientaram, também, as diferenças espaciais que ocorreram ao longo desse trecho e as
oscilações no comportamento das variáveis, identificando fatores aleatórios e
determinísticos (sazonalidade) ao longo do tempo. Algumas limitações foram verificadas,
decorrentes do tamanho da série disponível, tais como: restrição a previsões de curto prazo;
sensibilidade a lacunas de dados, sobretudo na utilização de modelos de maior ordem e
necessidade de se utilizarem métodos mais avançados para remoção de variações cíclicas e
séries temporais interrompidas.
Os testes de Mann-Whitney foram também aplicados para verificar a possível
ocorrência de desigualdades significativas nos pontos, em função de sazonalidade e
diferenças decorrentes da sua localização espacial. O teste da mediana, utilizado para
avaliar o comportamento dessas variáveis em relação aos limites estabelecidos pela
Resolução CONAMA 20, para um rio Classe II, identificaram que as concentrações de
fósforo e coliformes fecais registraram valores significativamente mais elevados e
definiram medidas a serem tomadas no sentido de minimizar esse impacto.
O modelo QUAL 2E, ainda que utilizado neste estudo de forma simplificada,
desenhou também cenários futuros para as variáveis OD, DBO e coliformes fecais que
permitiram a visualização do decréscimo dos teores de OD e do aumento da DBO e
coliformes se medidas estruturais, como a implantação e ampliação dos sistemas de
tratamento de esgotos não forem implementadas. Ressaltou que para melhoria da qualidade
sanitária do rio, são necessários sistemas de tratamento que apresentem níveis de remoção
162
de coliformes acima de 99,99% para permitir que o rio garanta os limites do padrão
ambiental.
Sua aplicação permitiu a projeção de cenários futuros de médio e longo prazo,
subsidiando, assim, medidas a serem tomadas no que se refere a níveis de tratamento
requeridos para o atendimento ao padrão ambiental e definição de sub-bacias prioritárias.
Porém, melhores respostas podem ser obtidas, a partir da inclusão de análises de incertezas
e de uma calibração completa, considerando uma maior quantidade de parâmetros
requeridos pelo modelo.
Observou-se, também, que os valores prognosticados para o mesmo trecho,
definidos a partir das séries temporais e do modelo QUAL 2E, apresentaram diferenças.
Tais variações podem ser melhor entendidas, considerando as limitações encontradas
durante a realização dessas análises, como: falhas demonstradas pela série, decorrentes da
falta de registro para um dado período; preenchimento com dados de outras fontes e, ainda,
reduzido número de observações para se definir um série temporal. Tudo isso acarretou
uma amplitude relativamente alta, dentro de um intervalo de predição de 95%. TRIOLA
(1988) pondera que intervalos de predição grandes estão associados ao pequeno número de
amostras. Na simulação do QUAL2E, não foram consideradas as análises de incertezas que
permitiriam a obtenção de resultados expressos em termos probabilísticos e não
simplesmente em valores únicos, determinísticos. SPERLING (1993) salienta a importância
de se acoplar esse tipo de análise em modelos de simulação que permitem avaliar o grau de
incerteza nos resultados da simulação.
No que se refere às análises da ocupação e uso do solo das sub-bacias, utilizou-se
imagem de satélite para obter os percentuais de uso e ocupação verificados em cada uma
delas e determinou-se, ainda, o NDVI. CARLSON &ARTHUR (2000) ressaltam a
importância de se usar imagem de satélite no planejamento urbano, devido à capacidade de
caracterização do uso e ocupação da bacia, como também de se extraírem outras
informações relacionadas ao meio físico. Além dos percentuais obtidos por categoria de uso
nas sub-bacias, a análise da imagem permitiu a extração do NDVI, que pode ser
considerado como um indicador para avaliação das condições de alterações das bacias
hidrográficas.Os percentuais das categorias definidas na análise da imagem de satélite
163
foram baseados no algoritmo da verossimilhança. HUMBERT-MOY (2001) enfatiza que a
precisão do resultado do mapeamento depende do método de classificação selecionado e
que esse método tem sido largamente utilizado em virtude de permitir uma boa resolução.
No que se refere aos resultados das análises de correlação entre os dados do sensoriamento
remoto e parâmetros físico-químicos, verificaram-se correlações altamente significativas
entre as categorias classe urbanização (positivamente) e valores médios NDVI
(negativamente) e as variáveis fósforo, condutividade e coliformes totais. Porém, a
extrapolação dos modelos é limitada uma vez que a definição das classes de urbanização
tem componente subjetivo, e ainda requer correções radiométricas para cálculo do NDVI ,
além de o modelo apresentar sensibilidade à amostragem.
SOULSBY (2001) comenta que a qualidade da água é uma das variáveis mais
importantes que influenciam a estrutura e o funcionamento das comunidades aquáticas, e os
impactos ocorridos nas mudanças no uso e ocupação do solo, podem, ao longo do tempo,
podem ser melhor visualizados a partir da sua caracterização. Neste estudo, esses valores
foram inter-relacionados com a qualidade da água a partir da aplicação de técnicas
estatísticas de regressão, correlação, ACP e cluster, identificando, assim, o agrupamento
das sub-bacias que apresentaram características similares em função do % de urbanização e
as que poderiam responder mais diretamente a esse processo.
A aplicação das técnicas de ACP e cluster, neste estudo, evidenciou: grupos
diferenciados compostos pelas sub-bacias; contribuições devido às fontes difusas (suínos e
horticulturas); agrupamento de sub-bacias de acordo com as características de qualidade e o
uso e ocupação do solo. Em resumo, essas técnicas permitiram a identificação dos fatores
determinantes, subsidiando medidas estruturais e não-estruturais (educação ambiental e
plano de manejo do solo), embora não tenham apresentado uma redução na
dimensionalidade dos dados.
Resultados similares foram obtidos por BERZAS et al. (2000) que utilizaram a
combinação das técnicas de ACP e cluster para descobrir o agrupamento natural das
variáveis. WUNDERLIN et al. (2001) apontam também que a análise de cluster rendeu
bons resultados como um método exploratório para avaliar as diferenças espaciais e
temporais, contudo fracassou em demonstrar os detalhes dessas diferenças. Comentam,
164
ainda, que a ACP não resultou na redução de parâmetros como desejado. Entretanto, os
autores reforçam que o uso de análises de componentes principais, juntamente com análises
de cluster, permitiram agrupar os parâmetros selecionados de acordo com os aspectos
comuns, bem como avaliar a incidência de cada grupo na mudança geral da qualidade da
água da bacia do rio Suquía, na Argentina, especialmente durante as mudanças temporais.
CAMARGO et al. (1998) consideram que a determinação de variáveis que mostrem
rapidamente os impactos sofridos pelos ecossistemas limínicos, através de métodos
analíticos simples, é de grande importância para se estabelecerem programas de
monitoramento que subsidiem a política de gerenciamento dos recursos hídricos.
Apesar das limitações verif icadas, as ferramentas utilizadas se mostraram-se
bastante eficientes para lidar com a base de dados e para demonstrar a aplicabilidade desses
métodos na elaboração de plano de gestão para a bacia do rio Cuiabá. Porém, faz se
necessário continuar implementando e melhorando o desenvolvimento técnico do sistema
SIBAC de forma a: manter a alimentação do Banco de Dados para permitir estudos mais
avançados; agregar informações de uso e ocupação urbana e rural para a implementação de
modelos que avaliem tanto a carga difusa como a pontual inserir essas ferramentas
analíticas no ambiente SIBAC para operacionalização dos estudos.
165
7. CONCLUSÕES
O processo de urbanização verificado na bacia do rio Cuiabá, ao longo dessas
últimas décadas, resultou na contaminação dos córregos, com acentuado comprometimento
da qualidade de suas águas, decorrente de fontes pontuais e difusas. Esses córregos,
principais tributários do rio Cuiabá, tornaram-se canais preferenciais, condutores de cargas
orgânicas de esgoto doméstico para o rio. Tal fato resulta das deficiências dos sistemas de
coleta e tratamento do esgoto das cidades de Cuiabá e Várzea Grande que, apesar de
apresentarem uma cobertura de esgoto coletado de 38% e 16%, respectivamente, contam
com apenas 29% de esgoto tratado, que se limita somente a remoção da matéria orgânica,
devido às características operacionais dos sistemas de tratamento existentes.
Esses córregos apresentaram características físico-químicas e bacteriológicas
similares a um esgoto típico de fraca concentração, ou seja, com elevados teores de matéria
orgânica, coliformes e nutrientes. Além dessas fontes pontuais, oriundas dos despejos
domésticos e industriais, foi observada uma contribuição significativa das fontes difusas
nas áreas de drenagem das sub-bacias com menor taxa de urbanização, caracterizada por
uma ocupação onde predominam pequenas chácaras e lotes maiores, atividades ligadas à
criação de animais, como suínos, aves e vacas e ao cultivo de horticultura, predominante
nessas sub-bacias.
Este estudo identificou as profundas alterações na qualidade das águas provocadas
pelas mudanças no uso do solo e na cobertura vegetal da bacia. Evidenciou-se, com isso,
que o gerenciamento dos componentes terrestres e aquáticos não pode ser tratado
166
separadamente e que a unidade espacial mais apropriada para essa combinação é a da bacia
hidrográfica. A política de recursos hídricos isoladamente não irá resolver as questões da
degradação, mas a combinação de política, educação, planejamento e aplicabilidade das leis
pode prover mecanismos para reduzir a taxa de degradação, possibilitando proteção
humana e ambiental.
O aprofundamento do conhecimento da dinâmica da poluição na bacia se deu a
partir da determinação, em escala temporal e espacial, das condições da qualidade da água
em decorrência do processo de urbanização e pela identificação dos componentes que
responderam mais diretamente a essas alterações. Dentro desse cenário, destaca-se a
capacidade de reaeração do rio, em virtude de suas características físicas, porém observa-se
que essa capacidade vem diminuindo ao longo do tempo e os prognósticos futuros levam a
valores inferiores aos de um rio de classe II. As concentrações de cargas orgânicas, medidas
através da DBO, caminham em sentido inverso, sofrendo incrementos decorrentes dos
esgotos, se medidas de contenção dessas cargas não forem tomadas. Os coliformes fecais,
que nas condições atuais já se mostram excessivos, tendem a crescer com o aumento
populacional e para esse constituinte, níveis de tratamento mais rigorosos são necessários,
como a implantação de unidades de lagoas de maturação, calhas ultravioletas e desinfecção.
Os nutrientes, mais enfaticamente o fósforo, apresentaram teores elevados em todo trecho,
oriundos não apenas da contribuição de origem doméstica, mas também das fontes difusas
ao longo da bacia.
Cabe ressaltar que, embora o enfoque deste estudo tenha sido direcionado para a
contribuição das fontes pontuais de origem doméstica, os resultados encontrados apontam
para as fortes contribuições advindas de fontes difusas que, em geral, passam a largo dos
programas de monitoramento e da fiscalização do órgão ambiental, por serem contribuições
consideradas insignificantes.
As ferramentas analíticas aplicadas neste estudo, como estatísticas multivariadas,
séries temporais, testes de hipóteses, análises de correlação e regressão, modelo matemático
QUAL2E e sensoriamento remoto, combinadas com uma base múltipla de dados
hidrológicos, climatológicos, de qualidade de água e de imagens de satélite objetivaram
167
medir, avaliar e prognosticar valores para a qualidade da água da bacia do rio Cuiabá, no
trecho do perímetro urbano.
Nesse sentido, destaca-se a importância dos resultados qualitativos obtidos ao longo
deste trabalho, uma vez que as respostas quantitativas, representadas pelas equações de
regressão e de modelos matemáticos, requerem ainda um incremento no número de
observações para definirem menores intervalos de predição e melhores coeficientes de
determinação. Isso permitiria a definição de modelos mais ajustados e com maior força de
prognosticar valores futuros de dados qualitativos em sub-bacias que não apresentem
avaliação da qualidade de suas águas.
Dessa forma, ressalta-se a importância de se manter o banco de dados atualizado de
modo a permitir, inicialmente, a construção de uma base de dados sólida e consistente e,
posteriormente, a agregação de informações de uso e ocupação urbana e rural para a
implementação de modelos que avaliem tanto a carga pontual como a difusa. Esse banco de
dados e seus produtos devem ser de fácil acesso aos usuários, garantindo o fluxo da
informação nos diversos segmentos da sociedade.
É importante salientar que a qualidade da água não se traduz apenas pelas suas
características físicas e químicas, mas pela qualidade de todo o recurso hídrico que envolve
a saúde e o funcionamento equilibrado do ecossistema, incluindo aí as plantas, a
comunidade aquática e seus habitantes. COY et al. (1994) salientam que o processo de
urbanização desenvolvido dentro do aglomerado Cuiabá /Várzea Grande traz implicações,
não apenas ambientais, como verificada no presente trabalho, mas, também, resulta em
profundas disparidades entre os segmentos da sociedade. Similarmente pode-se afirmar que
a deterioração da qualidade das águas do rio Cuiabá não representa apenas um dano
ambiental, mas a perda da identidade de muitas gerações que têm no rio a sua referência de
vida, costumes e sobrevivência.
Em síntese, a avaliação da qualidade da água é um processo de análise da natureza
física, química e da biota em relação à qualidade natural, aos efeitos humanos e usos
comprometidos que possam afetar a saúde humana e do sistema aquático. A eficácia dessa
tentativa de se medir a qualidade da água muitas vezes não corresponde à expectativa, pois
168
a natureza apresenta uma capacidade de resposta que nem sempre pode ser numericamente
controlada (RAJAR, 1997).
169
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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