22º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 14 a 19 de Setembro 2003 - Joinville - Santa Catarina VI-071 - O USO DE INDICADORES NÃO COMENSURÁVEIS PARA AVALIAR A QUALIDADE DAS ÁGUAS Harry Alberto Bollmann(1) Professor Adjunto III do Curso de Engenharia Ambiental da Pontifícia Universidade Católica do Paraná. Engenheiro Civil pela PUCPR em 1983, Mestre em Engenharia Civil: Hidráulica e Saneamento pela Escola de Engenharia de São Carlos da USP em 1987, Doutorando em Engenharia de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental no Instituto de Pesquisas Hidráulicas da UFRGS. Guilherme Samways Acadêmico do terceiro ano do curso de graduação em Engenharia Ambiental da Pontifícia Universidade Católica do Paraná. Endereço(1): Rua Deputado Chafic Curi, 70 – Bairro Vista Alegre – Curitiba – Paraná – CEP 80.810-330 – Brasil – Tel: +55(41)336-4587 – Fax: +55(41)332-1206 – E-mail: bollmann@rla01.pucpr.br Resumo No território brasileiro são praticamente inexistentes os programas de monitoramento que procuram correlacionar avaliações ambientais perceptivas com variáveis quantitativas. Esta lacuna deve-se, em grande parte à falta de informação sobre os procedimentos de construção de escalas qualitativas que permitam sua referenciação, e o desconhecimento da utilidade prática dos seus resultados. O objetivo principal deste estudo foi o de aplicar um indicador perceptivo, o IVH - Indicador de Valor de Habitat para uma bacia hidrográfica onde existe uma série histórica de qualidade das águas, entre elas, o ÍQA – Índice de Qualidade das Águas proposto pela National Sanitation Foundation.. As medianas de ambos os indicadores, IVH e IQAnsf foram comparadas para cada ponto amostral, e os dados obtidos foram representados graficamente. Foi também aplicado um modelo de

correlação linear entre os indicadores, obtendo-se uma reta de tendência com um coeficiente de determinação R2 = 0,93. Os resultados demonstram a potencialidade do IVH na determinação de trechos de rios urbanos impactoados pela urbanização. PALAVRAS-CHAVE: indicadores perceptivos, qualidade das águas, qualidade ambiental. Introdução Segundo FERREIRA (1996), a comensurabilidade é um atributo de uma grandeza ou variável em relação à possibilidade de sua medição ou determinação por comparação a um padrão. Uma grandeza ou variável é incomensurável na medida em que ela não pode ser medida propriamente em razão da complexidade do que se quer medir ou porque não apresenta uma métrica comum com outra grandeza. Uma vez que grandezas incomensuráveis não podem ser determinadas, pode-se apenas avaliá- las perante critérios previamente estabelecidos. De modo geral, pode-se dizer que medidas quantitativas são comensuráveis pela possibilidade do uso de uma unidade ou grandeza física como parâmetro de proporcionalidade. Medidas qualitativas são, em essência, incomensuráveis. A qualidade das águas de um manancial, do meio ambiente em geral e a qualidade de vida, especificamente, são elementos incomensuráveis. Para estes, não existe um padrão ou referência absolutos. O conceito de qualidade envolve gostos, preferências, percepções e valores que são mutáveis no espaço e no tempo, e desta maneira, uma definição de qualidade ganha uma nova dimensão, e também maior dificuldade. Qualidade da água é uma expressão de uso corrente, mas de difícil definição e está intimamente relacionada com qualidade ambiental e de vida. Uma definição de "qualidade" depende das posições filosóficas, ideológicas e políticas assumidas pelas pessoas (ou grupos de pessoas). Psicologicamente, cada pessoa tem uma percepção do meio ambiente e de sua qualidade, percepção esta que é individual, incomunicável e irreversível. Biologicamente, esta percepção está limitada às condições anatômicas e fisiológicas da espécie humana e se processa dentro de padrões culturais, geográficos e históricos. Pode-se afirmar que, apesar da percepção ser única, ela é necessariamente emoldurada pela inteligência individual de cada um, que oferece diferentes formas cognitivas para os inúmeros conteúdos perceptivos. É difícil, senão impossível, conceituar qualidade sem dar um colorido mais forte ou mais fraco, tendendo para esta ou para aquela direção. Acrescente-se a isso o fato de que uma definição como esta, em geral, está sempre carregada de interesses e das necessidades de grupos não apenas no presente como também no futuro distante. Como os mecanismos perceptivos e cognitivos para conhecer o meio ambiente são próprios da espécie humana, a imagem mental que as pessoas constróem desse mesmo meio ambiente segue determinados padrões. Pode-se, assim, falar em uma imagem pública, que é

a somatória das imagens individuais. E é com a imagem pública (e não a individual) que deve-se trabalhar quando se quer avaliar a qualidade das águas. Avaliação de Grandezas Incomensuráveis Na tentativa de evitar julgamentos pessoais sobre variáveis qualitativas, o que poderia conduzir a erros de avaliação ou demonstrar preferências pessoais inaceitáveis para um determinado grupo social, e com o objetivo de permitir um certo consenso e reprodutibilidade dos resultados, já há quase um século tem-se procurado fixar critérios comensuráveis de qualidade das águas naturais baseadas na sua utilidade ao homem. Para OTT(1978) a dificuldade de se obter um consenso coletivo e a subjetiv idade das análises pessoais fez com que, aos poucos, a responsabilidade pelo julgamento fosse transferida para mecanismos impessoais e objetivos, que aplicados conforme uma regra estabelecida, teria o poder de aceitar ou rejeitar, por exemplo, as águas de um manancial para uma determinada finalidade sem o ônus da responsabilidade pessoal e individual do gestor. Com a crescente poluição das águas naturais causadas por atividades antrópicas cujos reflexos podem ser, ou não, diretamente perceptíveis, a necessidade de um maior rigor na avaliação dos mananciais tem, ao longo do tempo, estabelecido um maior número de variáveis intervenientes no processo de julgamento, e limites de aceitabilidade dos poluentes cada vez mais rigorosos. Esta prática somente tem apresentado resultados aceitáveis nos casos de domínio tecnológico suficiente e disponibilidade de recursos humanos e financeiros que não limitem a contínua investigação ambiental em sua crescente dimensão e complexidade. Mesmo nestes casos, OTT(1978) ainda observa que "...a crescente coleta de uma vasta quantidade de informações ambientais tem desafiado a habilidade das pessoas e instituições de entendê- las e assimilá- las". A mesma tecnologia que tornou possível a criação desta enorme base de informações também produziu computadores capazes de armazenar, analisar e processar estes dados com mais eficiência. Assim, as dificuldades de se trabalhar com grande quantidade de informação, passam a ser menos importantes do que o acesso à tecnologia de monitoramento e a disponibilidade de capital humano e financeiro. Os computadores, entretanto, são apenas uma ferramenta impessoal, e reside no seu programador a necessidade de articular antecipadamente suas preferências, especificando critérios objetivos de aceitação ou rejeição de um manancial em relação a um determinado uso. Permanece também o problema de se conseguir garimpar, dentre enormes quantidades de informações, as mais pertinentes para o julgamento. Nos países democráticos contemporâneos, há a necessidade inevitável de transformar enormes quantidades de informações particulares e fragmentadas em preceitos de qualidade que possam ser entendidos não apenas por técnicos ou cientistas da área, mas por cidadãos comuns. Mesmo em países desenvolvidos, este público é desqualificado para entender o significado particular das variáveis individuais consideradas para certificar a qualidade das águas. Como resultado, não apenas a informação deve ser identificada, manipulada e

reformatada de modo a ser compreensível para o usuário, mas a identificação das informações mais significativas para cada caso passa a ser um problema presente no do dia a dia dos gestores ambientais. A tendência quase hegemônica do uso de critérios quantitativos (comensuráveis) na definição da qualidade das águas naturais facilmente observável nos diplomas legais vigentes, culminou com a predominância do uso de critérios físico-químicos de qualidade, em detrimento de parâmetros biológicos nas avaliações, e o desaparecimento quase que completo do uso de parâmetros oriundos da observação visual da realidade. Negligencia-se, assim, a experiência, o conhecimento adquirido e a capacidade de observação e julgamento do homem. A linha de raciocínio lógico adotada nesta postura cartesiana de avaliação qualitativa dos mananciais, além de não resolver o problema da eliminação do julgamento intuitivo e pessoal na formulação dos padrões e políticas do setor, ainda traz um componente adicional de dificuldade: o uso de sistemas de computação, exigindo uma nova habilidade profissional aos responsáveis pelo manuseio da informação. Em países mais desenvolvidos onde seguem estudos mais aprimorados de novas estruturas de avaliação, reconhece-se a propriedade da consideração de uma maior variedade de indicadores (não apenas quantitativos) para auxiliar na formulação de pareceres sobre a qualidade das águas naturais. Longe de representar um retrocesso ou uma ruptura com as práticas existentes, o uso de estruturas multimétricas propiciou um avanço significativo no processo de avaliação qualitativa integrada de recursos hídricos e sua gestão. De qualquer modo, qualquer avaliação sobre a qualidade de um manancial deve considerar três dimensões que, embora dependentes entre si, tem sido consideradas de maneira isolada em função da departamentalização do conhecimento: a físico-química, a biológica e a perceptiva. Cada uma destas dimensões é representada pelo uso de ferramentas próprias de mensuração, cumprindo um papel complementar na avaliação ambiental integrada. Uso de Critérios Perceptivos A idéia do uso de indicadores perceptivos para avaliar a qualidade das águas não é nova. Na verdade, os parâmetros organolépticos associados às águas de beber foram os primeiros argumentos de aceitação ou rejeição de um manancial. De uma forma ou de outra, até hoje continuam a desempenhar seu papel como coadjuvantes na avaliação da qualidade das águas. Horton (OTT, 1978) propôs o primeiro indicador formal de qualidade das águas em 1965, agregando variáveis físico-químicas quantitativas e termos incomensuráveis. Embora as variáveis selecionadas tivessem sido escolhidas do seu trabalho na ORSANCO (Ohio River Water Sanitation Commission), sua formulação foi aplicada em mananciais de vários países no mundo. Originalmente, as variáveis quantitativas escolhidas foram:

Oxigênio dissolvido; Potencial hidrogeniônico; Coliformes; Condutividade; Carbono extraído por Clorofórmio; Alcalinidade; Cloretos; Percentagem da população servida com sistema de tratamento dos esgotos. Adicionalmente, agregou dois coeficientes que refletiam a condição da temperatura (M1) e a existência de poluição óbvia do manancial (M2). Este último termo claramente qualitativo, ou incomensurável, reflete condições ofensivas observáveis no manancial, como a formação de depósitos de lodo, presença de óleos, detritos, espuma, materiais flutuantes e a descarga de despejos que contribuam para um excesso de cor e odor no manancial. Apesar da pouca experimentação, modernamente ainda são adotadas para a classificação das águas naturais (Resolução CONAMA 20/86) critérios perceptivos para: Materiais flutuantes; Óleos e Graxas (exceção ao Art. 21 que determina valor quantitativo); Gosto ou Odor; Corantes artificiais; Substâncias que formem depósitos indesejáveis Da mesma forma, a Resolução CONAMA 20/86, ao tratar dos critérios de balneabilidade, classifica as águas doces, salobras e salinas PRÓPRIAS para recreação de contato primário, segundo o número mais provável de coliformes fecais ou totais, em três categorias de qualidade: excelente, muito boa e satisfatória. A mesma avaliação classifica como águas IMPRÓRIAS aquelas que: Não se enquadram em nenhuma das categorias anteriores; Estejam situadas em regiões de incidência relativamente elevada ou anormal de enfermidades transmissíveis por veiculação hídrica;

Apresentarem sinais de poluição por esgotos; Recebimento regular de esgotos por intermédio de valas, corpos d’água ou canalizações, inclusive de águas pluviais, mesmo que de forma diluída; pH menor que 5 ou maior que 8,5; presença de parasitas que afetem o homem, ou a constatação da presença de seus hospedeiros; presença de moluscos transmissores de esquistossomose; outros fatores que contra-indiquem a recreação de contato primário. A maior parte destes critérios é perceptivo, cujo monitoramento não importa necessariamente em gastos adicionais. Apesar disso, a grande maioria dos procedimentos de classificação da balneabilidade das águas fundamentam-se apenas no critério bacteriológico, colocando-o como variável exclusiva ou quando muito como prioritária em relação às demais. Apesar da oportunidade do uso destas variáveis, no território brasileiro são praticamente inexistentes os programas de monitoramento que procuram sistematicamente observar tais critérios e correlacioná-los com outras variáveis quantitativas. Esta lacuna deve-se, em grande parte à falta de informação sobre os procedimentos de construção de escalas qualitativas que permitam sua referenciação, e o desconhecimento da utilidade prática dos seus resultados. KARR e CHU(1999) incentivam o uso de indicadores perceptivos de atividade antrópica para correlacionar com elementos da qualidade das águas. Rossano (1995) apud KARR e CHU(1999) analisou os resultados da aplicação do IBI – B (Índice de Integridade Biótica aplicado à Macroinvertebrados Bentônicos) em 115 mananciais no Japão bem como o grau de atividade e influência humana observada nas correspondentes bacias hidrográficas. Mesmo sem nenhuma medida quantitativa, o método prevê um índice variando de 1 a 21 para a intensidade da influência humana, baseado em 4 critérios estabelecidos como ilustrado na Figura 1. Figura 1: Instrumento de avaliação do índice de atividade antrópica. Fonte: Rossano (1995) apud KARR e CHU (1999) A Figura 2 apresenta a relação da intensidade da influência humana com o IBI-B. Percebe-se a clara relação encontrada no estudo entre uma medida quantitativa (IBI-B) e uma

variável não quantificável (influência humana) a qual foi apenas avaliada, não quantificada. A correlação demonstra a validade do uso da variável incomensurável. Figura 2: Índices de integridade biológica de macroinvertebrados bentônicos em 115 rios japoneses conforme o grau de influência humana Fonte: Rossano (1995) apud KARR e CHU (1999) BARBOUR e STRIBLING (1996) apresentam uma técnica de avaliação do habitat de rios admitindo-se as métricas apresentadas na Tabela 1. Posteriormente, a metodologia foi adotada como referência para a classificação dos mananciais americanos (USEPA, 1999a). Tabela 1: Métricas para a Avaliação Visual do Habitat em Rios MÉTRICAS ÓTIMO SUB-ÓTIMO MARGINAL POBRE 20 19 18 17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 Refúgios no Canal ABUNDANTE, DIVERSO INSTÁVEL,UNIFORME Substrato da Epifauna MISTO, EXTENSIVO

AUSENTE Assoreamento do Substrato de Fundo POUCO ASSOREADO ABUNDANTE Alteração do Canal NÃO CANALIZADO EXT. CANALZIADO Deposição de Sedimentos NENHUM DEPÓSITO ALTA DEPOSIÇÃO Freqüência de Corredeiras FREQÜENTE NÃO FREQÜENTES Condição de Vazão CANAL CHEIO POUCO PROFUNDO Proteção Vegetal dos Taludes BEM VEGETADOS NENHUM Estabilidade dos Taludes POUCA EROSÃO ALTA EROSÃO Mata Ciliar

> 18 METROS < 5 METROS Fonte: BARBOUR e STRIBLING (1996) O Programa de Monitoramento dos Rios de Maryland (EUA) é caracterizado pelo uso de diversas métricas e tipos de indicadores, os quais são comumente correlacionados entre si. Dentre os indicadores perceptivos mais usados, o indicador de Valor de Habitat apresentado na Tabela 1 tem sido regularmente correlacionado com o Índice de Integridade Biológica aplicado a Peixes (Figura 3). Figura 3: Correlação entre valor do habitat e índice de integridade biológica de peixes (Maryland/EUA) Fonte: USEPA (1999b) ÁREA DE ESTUDO PARA A APLICAÇÃO DO INDICADOR DE VALOR DE HABITAT A bacia hidrográfica escolhida para a aplicação prática foi a do Rio Palmital. A escolha desta bacia resultou da consideração de vários elementos. Dentre eles, podemos citar: Mesmo tendo aprovadas, na década de 70, leis específicas para sua preservação, as áreas de mananciais da Região Metropolitana de Curitiba vem sofrendo pressões ocasionadas pela expansão urbana.. Embora de eficácia considerada precária, não fossem estas leis, a ocupação urbana teria certamente inviabilizado os cursos d’água como mananciais abastecedores da população (Andreoli et al. 2000). Neste aspecto, a bacia hidrográfica do Rio Palmital é um referencial, pois sua preservação apresenta pelo menos um aspecto positivo: o de inibir a expansão urbana sobre os demais mananciais da região Leste (Figura 4); A ocupação atual da bacia atingiu tal nível de comprometimento da qualidade das águas que em várias épocas do ano provoca a paralização do sistema de tratamento de águas do Rio Iguaçú, de onde é tributário, mesmo sofrendo significativa diluição com as águas mais limpas de outros mananciais. Este fato comprova que as águas do Rio Palmital estão no limiar da qualidade que permite sua potabilização;

A bacia do Rio Palmital, pela sua forma e tamanho, apresenta regiões de distintas densidades de ocupação urbana; Existência de um programa de monitoramento mensal da qualidade das águas de pelo menos 3 anos. Para o Rio Palmital, os pontos amostrais considerados são: trecho inicial representativo de uma região nas nascentes razoavelmente bem preservada (Ponto RP4), divisa dos municípios de Colombo e Pinhais, representando uma área de drenagem com ocupações humanas desprovidas de cobertura sanitária adequada (Ponto RP1), trecho intermediário no município de Pinhais (Ponto RP2) e foz (Ponto RP3). A Figura 5 ilustra as condições dos pontos amostrais. As variáveis físico-químicas, avaliadas em esforços de coleta mensais ao longo de 36 meses, foram: a Demanda Biológica de Oxigênio, Demanda Química de Oxigênio, Oxigênio Disso lvido, Saturação de Oxigênio, Fósforo Total, Nitrogênio Total Kjeldhal, Número Mais Provável de Coliformes Fecais, Sólidos Totais, Turbidez, Potencial Hidrogeniônico e as Temperaturas do Ar e da Água. As determinações físico-químicas e bacteriológicas seguiram os preceitos constantes em APHA, AWWA e WEF (1995). Foi também calculado o Índice de Qualidade Geral das Águas proposto pelo National Sanitation Foundation (IQAnsf) para comparação. Para acessar o Índice de Valor de Habitat (IVH) do Rio Palmital, util izou-se o questionário da Tabela 1. Figura 4: Expansão urbana da Região Metropolitana de Curitiba na direção dos bacia hidrográfica do Rio Palmital e dos mananciais do leste Figura 5: Bacia Hidrográfica do Rio Palmital: a) ponto RP4 próximo à região de nascentes; b) ponto RP1 na divisa dos municípios de Colombo e Pinhais; c) ponto RP2 intermediário, e d) ponto RP3 próximo à foz. Resultados Os resultados físico-químicos obtidos estão descritos pelos quartís de freqüência de ocorrência de cada variável monitorada (Tabela 2). As medianas destas séries (P 0,50%) representam um número tal que 50% dos elementos da série ordenada dos dados estejam abaixo, e 50% acima deste valor. A Tabela 3 apresenta os resultados da aplicação dos

índices de Valor de Habitat nos mesmos pontos amostrais monitorados para a qualidade físico-química das águas. A condição de habitat do canal principal do Rio Palmital foi avaliado por 25 acadêmicos do terceiro ano do curso de Engenharia Ambiental da Pontifícia Universidade Católica do Paraná. Tabela 2: Distribuição estatística dos dados monitorados no primeiro, segundo e terceiro quartís de freqüência de ocorrência (P 0.25, P 0.50 e P 0.75) para os vários pontos amostrais (RP1, RP2. RP3 e RP4) VARIÁVEL QUARTIL RP4 RP1 RP2 RP3 Temperatura do ar (C) 0,25 18,5 17,5 18,5 19,5 0,50 18,8 21,8 22,5 23 0,75

20,5 25,5 25,5 25 Temperatura da água (C) 0,25 13,8 17,5 17 17,1 0,50 14,8 20 20 20,6 0,75 17,2 23 22,9 23 Coliformes fecais (NMP/100ml) 0,25 325 21500

17000 50000 0,50 850 120000 34500 80000 0,75 10075 225000 110000 500000 DBO (mg/l) 0,25 0,8 4,5 4,4 4,7 0,50 0,9 5,1 5,3 5,6

0,75 1,1 5,5 6,9 7 DQO (mg/l) 0,25 3,8 38 24,3 21 0,50 8 43,6 29,7 25 0,75 14,4 48,6 36,7 40,5 Fósforo Total (mg/l) 0,25 0,06

0,56 0,76 0,96 0,50 0,08 0,97 1,1 1,47 0,75 0,1 1,87 1,62 2,31 Oxigênio Dissolvido (mg/l) 0,25 7,3 3,7 3,3 3,1 0,50 7,9 4,6 4,4

4,1 0,75 9 5,9 5,8 6 Déficit de Saturação de O2 (%) 0,25 0,12 0,27 0,3 0,26 0,50 0,21 0,45 0,47 0,49 0,75 0,21 0,57 0,61 0,65 Nitrogênio Total Kjeldhal (mg/l) 0,25

0,6 3,4 3,5 4,3 0,50 0,9 5,5 4,7 5,6 0,75 2,2 7,3 7 7,9 pH ( - ) 0,25 7,4 7 7 7 0,50 7,7 7,3

7,2 7,3 0,75 7,9 7,4 7,4 7,4 Turbidez (UNT) 0,25 5,9 14 13 5,9 0,50 7,3 21,5 22 7,3 0,75 10,9 41 45 10,9 Sólidos Totais (mg/l)

0,25 76 134 133 138 0,50 112 145 146 156 0,75 124,8 188,3 171 185 IQAnsf ( - ) 0,25 57,6 32,7 34,9 30,4 0,50 60,3

37,1 38,1 34 0,75 63,6 39,5 41,8 39,2 Tabela 3: Índices de Valor de Habitat obtidos nos pontos amostrais do Rio Palmital VALOR DE HABITAT No. Aval. RP4 RP1 RP2 RP3 1 8,1 6,6 6,4 3,5 2 9,4

7,5 8,2 6,7 3 12,5 7,9 9,8 6,9 4 12,5 8,2 10,4 7,2 5 13,0 8,4 10,4 7,6 6 13,2 8,8 10,6 7,6 7

13,6 9,2 11,1 8,0 8 13,6 9,2 11,1 8,7 9 14,2 9,3 11,2 9,1 10 14,3 9,3 11,3 9,4 11 15,2 9,7 11,3

9,5 12 15,3 9,7 11,4 9,8 13 15,6 10,0 11,4 9,8 14 15,9 10,1 11,9 10,2 15 16,0 10,2 12,5 10,4 16 16,1 10,2

12,7 10,5 17 16,1 10,6 12,9 10,5 18 16,1 11,0 13,6 10,9 19 16,2 12,6 13,8 10,9 20 16,2 12,8 13,8 11,2 21

16,4 13,2 14,1 13,5 22 16,4 13,3 14,1 13,8 23 17,2 14,1 14,2 14,1 24 17,6 14,5 14,9 14,2 25 18,3 15,3 16,9 15,2

Média Aritm. 14,8 10,5 12,0 10,0 Média Geom. 14,5 10,2 11,8 9,6 Média Harm. 14,3 10,0 11,5 9,1 Mínimo 8,1 6,6 6,4 3,5 P5% 10,0 7,5

8,5 6,7 P25% 13,6 9,2 11,1 8,0 P50% 15,6 10 11,4 9,8 P75% 16,2 12,6 13,8 10,9 P95% 17,5 14,4 14,8 14,2 Máximo

18,3 15,3 16,9 15,2 DISCUSSÃO DOS RESULTADOS Os dados da Tabela 2 demonstram que o Rio Palmital é um típico rio urbano, cuja principal fonte de poluição provém dos esgotos domésticos e demais resíduos orgânicos oriundos do processo de urbanização das áreas de drenagem contribuintes aos pontos amostrais. Entretanto, não apenas a qualidade das águas sofreu com os impactos da ocupação urbana. O sistema de drenagem também foi alterado em vários aspectos. Vários trechos do rio foram retificados, obras de engenharia foram introduzidas (principalmente pontes rodoviárias, canalizações e bueiros), a mata de galeria original foi praticamente toda cortada ou substituída, e o leito do rio sofreu um processo significativo de assoreamento principalmente no seu terço final. Estas constatações credenciam o uso de indicadores perceptivos de alteração das condições de habitat, como uma ferramenta de comparação espacial das condições de suporte das comunidades aquáticas do rio. Os dados físico-químicos coletados demonstram que a qualidade das águas do Rio Palmital se deteriora de montante para jusante, com as melhores condições observadas na região de nascentes (RP4), e os piores resultados associados à região mais densamente populada próxima à sua foz (pontos RP1, RP2 e RP3). Este efeito pode ser observado pelo comportamento dos valores do IQAnsf (Figura 6). Figura 6: Relação entre os resultados da aplicação dos indicadores de Valor de Habitat e de Qualidade das Águas aos pontos amostrais Outro elemento que pode ser observado na Tabela 2 refere-se à tendência de aumento do desvio inter-quartílico dos valores do IQAnsf de montante para jusante. No ponto RP4, este desvio situa-se ao redor de 10 % do IQA mediano. O valor sobe para 16 % no ponto RP1, posteriormente para 17 % no RP2 e finalmente para 27 % no ponto RP3, próximo à foz do Rio Palmital. Este fenômeno mostra a tendência de maior variabilidade da qualidade das águas do manancial com o aumento da densificação urbana.

Os valores medianos do indicador de Valor de Habitat mantiveram uma certa linearidade com os obtidos para a qualidade das águas. Tanto um como outro refletiram, a seu modo, as transformações qualitativas e quantitativas sofridas pelo Rio Palmital. Do ponto de vista dos resultados da aplicação dos questionários do Indicador de Valor de Habitat, a variação dos resultados finais para o indicador foram satisfatórios com uma razoável convergência das avaliações para a mediana. Os desvios inter-quartílicos observados para o IVH indicam também uma razoável uniformidade da compreensão perceptiva da realidade demonstrada pela maioria dos avaliadores. Quanto à relação entre os resultados do IQAnsf e do IVH, a aplicação do modelo linear resultou em um coeficiente de determinação R2 = 0,93 indicando que o IVH pode ser usado como um bom estimador para inferir a qualidade geral das águas medido pelo IQAnsf. O gráfico da Figura 6 também mostra que, respeitando-se os critérios de qualidade explicitados para cada indicador, a avaliação feita pelo IVH resulta em uma condição de qualidade menos rigorosa do que aquela feita pela aplicação do IQAnsf. Os pontos RP1, RP2 e RP3 foram considerados "sub-ótimos" do ponto de vista do valor de habitat, mas foram classificados apenas como "aceitáveis" pelos critérios do IQAnsf. Da mesma forma, o ponto RP4 foi classificado como "ótimo" na aplicação do IVH, e "bom" do ponto de vista do IQAnsf. CONCLUSÕES Por ser um trabalho inicial de desenvolvimento e aplicação de indicadores perceptivos para avaliar a qualidade ambiental em bacias hidrográficas urbanas, as conclusões são ainda parciais. Também, resultados da aplicação em apenas 4 pontos de observação situados em uma única bacia hidrográfica não permitem Ter uma visão ampla das limitações da metodologia. Entretanto, os resultados obtidos deixaram antever grandes possibilidades. Mesmo assim, algumas conclusões, ainda que parciais e vinculadas às condições às quais o experimento foi realizado, podem ser levantadas: A aplicação do Indicador de Valor de Habitat pode se transformar em uma ferramenta importante para auxiliar ao pesquisador na busca de pontos amostrais de diferente qualidade das águas de um manancial. Sempre que se queira avaliar as alterações de qualidade verificadas em uma bacia hidrográfica urbana, dois pontos de IVH significativamente diferentes tem um grande potencial em apresentar valores de IQAnsf igualmente diferentes; Em atividades de monitoramento ambiental, a avaliação perceptiva dos pontos de coleta deve ser sempre incentivada. A adoção de indicadores semelhantes pode agregar informações importantes para auxiliar na compreensão dos resultados obtidos pelas práticas convencionais das amostragens físico-química e biológica da qualidade das águas;

Tanto o IQAnsf quanto o IVH indicaram a perda da qualidade ambiental do Rio Palmital, de montante para jusante, provocada pela ocupação urbana das áreas de drenagem contribuintes aos pontos amostrais; O uso do questionário padrão de IVH e o treinamento do pessoal envolvido na aplicação deste indicador são fatores importantes na convergência dos resultados; Como recomendação, para a continuidade dos trabalhos, sugere-se interpolar novos pontos amostrais de diferentes níveis de qualidade de águas no mesmo Rio Palmital, selecionando-os através da aplicação do IVH. Da mesma forma, a extensão desta avaliação para outras bacias hidrográficas que apresentem densidades populacionais diferentes pode auxiliar na resolução dos problemas relativos à extrapolação da correlação obtida no Rio Palmital para outras situações de interesse. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ANDREOLI, C.V.; DALARMI, O.; LARA, A.I.; e ANDREOLI, F.N. Os mananciais de abastecimento do sistema integrado da região metropolitana de curitiba. Anais do IX SILUBESA – Simpósio Luso-brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Porto Seguro, 9 a 14 de Abril, ABES, I-029, 2000, p.(196-205); APHA, AWWA, WEF. Standard methods for que examination of water and wastewater, 19 Ed., American Public Health Association, Washington DC, 1995; BARBOUR, M.T. e STRIBLING, J.R. A workshop on a technique for assessing stream habitat structure for nonpoint source evaluations. In: Watershed 96 Proceedings, Environmental Protection Agency, Waschington DC, http://www.epa.gov/OWOW/watershed/Proceed/barbour.html, 1996, 5p.; BARBOUR, M.T.; STRIBLING, J.B. e KARR, J.R Multimetric approach for establishing multicriteria and measuring biological condition. In: Bilogical Assessment and Criteria (Org. Davis, W.S.), Cap. 6, Lewis Publishers,Boca Raton, Florida/USA,1995, p(63-77) FERREIRA, A.B.H. Novo dicionário da língua portuguesa. Ed. Nova Fonteira, Rio de Janeiro, 1996, 1499p.; KARR, J.R. e CHU, E.W. Restoring life in running waters: better biological monitoring, Island Press Ed., Waschington DC, 1999, 206p.; OTT, W. R. Environmeltal indices: theory and practice. Ann Arbor Science Pub. Inc., Ann Arbor/MICH(EUA), 1978, 371p.; USEPA. Rapid bioassessment protocols for use in streams and wadealbe rivers: periphyton, benthic macroinvertebrates and fish, Second Edition, Environmental Protection Acency,

EPA 841-B-99-002, Waschington, DC, http://www.epa.gov/OWOW/monitoring/techmon.html, 1999 a, 339p (4,7Mb); USEPA (1999b) – Maryland DNR example. In: Present Results for Management and Decision Making. Environmental Protection Acency, Waschington, DC, http://www.epa.gov/ceisweb1/ceishome/atlas/ bioindicators/present_results.html, 1999b, 2p.