6.3. Índices de qualidade de Água utilizados pela

PNMA II- índices e indicadores

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ÍNDICE E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA – REVISÃO DA

LITERATURA


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ÍNDICE

1. APRESENTAÇÃO 1 2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA 2 3. LEGISLAÇÃO BRASILEIRA E QUALIDADE DA ÁGUA 3 4. ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA 4.1. ASPECTOS GERAIS 5 4.2. ÍNDICES DE QUALIDADE DA ÁGUA PARA USOS GERAIS 8 4.2.1. AMBIENTES LÊNTICOS 4.2.1.1. Lagos e reservatórios 9 4.2.1.2. Modelo do estado trófico de Carlson modificado por Toledo 11 4.2.1.3. Curva probabilística do estado trófico 13 4.2.1.4. Modelo simplificado do estado trófico 16 4.2.2. AMBIENTES LÓTICOS 20 4.2.2.1. Índice de Horton 20 4.2.2.2. Índice de qualidade da água da NSF (IQA- NSF) 22 4.2.2.3. Índice de Toxidez 24 4.2.2.4. Índice de Prati 25 4.2.2.5. Índice de Dinius 27 4.2.2.6. Índice de Smith 27 4.2.3. ESTUÁRIOS 29 4.2.3.1. Generalidades 29 4.2.3.2. Critério de qualidade da água baseado em indicadores de qualidade estética 33 4.2.3.3. Critério de qualidade da água baseado em indicadores de poluição orgânica e bacteriológica 34 4.2.3.4. Critério de qualidade da água baseado em indicadores de estado trófico 35 4.3.ÍNDICES DE USO ESPECÍFICO- AMBIENTES LÓTICOS 35 4.3.1. Índice de O’ Connor 35 4.3.2. Índice de Deininger e Landwehr 37 4.3.3.Índice de Walski e Parker 38 4.3.4. Índice de Stoner 39 4.3.5. Índice de Nemerow e Sumitomo 41 4.3.6. Índices de planejamento 42 4.3.6.1. Índices de Mitre 42 4.3.6.2. Índice de Inhaber 43 4.3.6.3. Índice de Zoeteman 43


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5. ÍNDICES BIOLÓGICOS 5.1. Generalidades 44 5.2. Número de espécies 45 5.3. Número total de indivíduos 46 5.4. Índice de Margalef 46 5.5. Índice de Menhinick 46 5.6. Déficit de espécies de Kothe 47 5.7. Índice de Odum 47 5.8. Índice de Hulbert 47 5.9. Índice de dominância de McNaughton 47 5.10. Índice de Simpson 48 5.11. Índice de diversidade Shannon 48 5.12. Ensaios Biológicos na avaliação da qualidade da água 48 5.12.1. Modalidades de ensaios 48 5.12.2. Definição de organismos 51 6. ÍNDICES RECENTEMENTE DESENVOLVIDOS 51 6.1. Índice geral de qualidade da água (IGQA)-SABESP 51 6.1.1 Critérios para a determinação do índice 51 6.1.2. Cálculo do IGQA 53 6.1.3. Interpretação da classificação 54 6.1.4. Apresentação dos resultados dos cálculos 54 6.2. Índice de qualidade da água distribuída `a população do DF (IQAD) 55 6.3. Índices de qualidade da água utilizados pela CETESB-rios e reservatórios 55 6.3.1. Balneabilidade 59 6.3.1.1. Fatores que influenciam a balneabilidade 59 6.3.2. Revisão do índice de preservação da vida aquática (IVA) 61 6.3.2.1. Cálculo do IVA 62 6.3.3. Cálculo do IPMCA 65 6.3.4. Índice do estado trófico 65 6.3.5. Cálculo do índice para a proteção da vida aquática, IVA 66 6.3.6. IAP, índice de qualidade de águas brutas para fins de abastecimento público 67 6.3.7. Cálculo do IAP 69 6.3.8. Metodologia de cálculo do ISTO 69 6.3.9. Ponderação dos parâmetros que avaliam a presença de substâncias tóxicas 72 6.3.10. Ponderação dos parâmetros que afetam a qualidade organoléptica 72 6.3.11. Cálculo do ISTO 73 6.3.12. Metodologia de cálculo do IAP 73 6.4. IQAR- Índice de qualidade da água de reservatório (Instituto Ambiental do Paraná) 75 6.4.1. Variáveis selecionadas para o monitoramento 76 6.4.2. Determinação das classes de qualidade de água de reservatório, de acordo com níveis de comprometimento 76 6.4.3. Cálculo do IQAR 78 6.5. Avaliação da toxidez-rios e reservatórios 81


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7.0. Comparação de índices de qualidade da água 83 8.0 Experiências com análises comparativas de índices 88 9.0. índices selecionados 89 10.0. Perspectivas e recomendações 92 11.0. Bibliografia 95 ANEXO 107


5

ESTUDOS PARA SELEÇÃO DE ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA

ÁGUA PARA O MONITORAMENTO NO ESTADO DE PERNAMBUCO

1. APRESENTAÇÃO

O estado de Pernambuco teve o projeto MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA

ÁGUA COMO INSTRUMENTO DE CONTROLE AMBIENTAL E GESTÃO DOS RECURSOS

HÍDRICOS NO ESTADO DE PERNAMBUCO aprovado pelo PNMA II- Sub Componente

Monitoramento de Qualidade da Água. O Objetivo geral do projeto é “Reestruturar e

aprimorar o sistema de monitoramento da qualidade da água na bacia do rio Ipojuca e

reservatório de Tapacurá, para seu efetivo funcionamento como ferramenta de suporte

à decisão e participação comunitária no controle ambiental e na gestão dos recursos

hídricos, servindo como modelo para reestruturação do sistema estadual”.

O projeto aprovado prevê a realização de estudos para seleção de índices e

indicadores de qualidade da água e consolidação dos estudos. A necessidade dos

estudos foi justificada no âmbito do projeto por um Diagnóstico do Monitoramento da

Qualidade da Água (SOBRAL & MONTENEGRO, 2001) que identificou que o

monitoramento ora realizado pela CPRH e SRH-PE poderia se tornar ferramenta efetiva

de gestão ambiental caso sofresse uma reformulação, abordando dentre outros

aspectos, a seleção de parâmetros, índices e indicadores de qualidade da água

adequados às peculiaridades do estado, com diversidade de regime hidrológico,

presença de sistemas lóticos e lênticos, incluindo estuários. Os ambientes de água

doce são divididos em lóticos e lênticos. Lóticos são ambientes de água corrente,

enquanto lênticos são ambientes de água parada.

Foi efetuada revisão da literatura sobre índices e indicadores de qualidade de

água propostos, metodologias de estabelecimento desses índices, bem como estudos

de casos com aplicações desses índices, a estudos específicos e a atividades de

monitoramento sistemático. O presente documento apresenta a revisão da literatura e

a seleção de índices e indicadores que poderão ser aplicados no monitoramento da

qualidade da água no estado de Pernambuco, pelas duas instituições envolvidas, CPRH

e SRH-PE. A consolidação da seleção apresentada dar-se-á após exercício de aplicação

dos índices e indicadores selecionados a dados do monitoramento atual e realização de

oficina para debate, na qual deverão participar técnicos das duas instituições,


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especialistas convidados e membros da comunidade em geral nas áreas- piloto

consideradas no projeto do estado de Pernambuco.

2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA

A poluição a que os corpos d’ água estão sujeitos, causada por diferentes fontes

de origem urbana, rural e industrial, conduz à necessidade de planos de prevenção e

recuperação ambiental, a fim de garantir condições de usos atuais e futuros, para

diversos fins. Esses planos, além de medidas de acompanhamento de suas metas,

através de fiscalização, requerem para sua proposição e efetiva implementação, dados

que indiquem o estado do ambiente aquático. Para esse fim, são estabelecidos os

programas de monitoramento da qualidade da água. Programas de monitoramento da

qualidade da água são estabelecidos para avaliar as substâncias presentes na água,

avaliadas sob os aspectos físicos, químicos e biológicos (SANTOS et al., 2001).

A água contém uma ampla variedade de constituintes que podem ser medidos

nesses programas de monitoramento da qualidade, relacionados aos três diferentes

aspectos anteriormente mencionados. A Tabela 01 apresentada por SANTOS et al.

(2001) lista alguns parâmetros, relacionados a cada um desses três aspectos. Os

mesmos autores destacam que a seleção dos parâmetros de interesse depende do

objetivo do estudo, investigação ou projeto, levando-se em consideração os usos

previstos para o corpo d’água e as fontes potencias de poluição existentes na bacia

hidrográfica. Os parâmetros a serem considerados, segundo recomendam os mesmos

autores, podem ser selecionados de acordo com as fontes potenciais e ainda para

atender determinada legislação, estabelecendo os padrões de qualidade que devem ser

atendidos, como por exemplo, os padrões de qualidade de águas superficial

estabelecidos pela Resolução 20/86 CONAMA, ou os padrões de efluentes industriais

estabelecidos pela mesma resolução, dentre outros. As fontes potenciais de poluição

podem ser identificadas através de um levantamento de uso do solo na bacia.

Qualquer programa de acompanhamento da qualidade da água, ao longo do

tempo e do espaço, gera um grande número de dados analíticos que precisam ser

transformados em um formato sintético, para que descrevam e representem de forma

compreensível e significativa o estado atual e as tendências da água, para que possam

ser utilizados como informações gerenciais e como ferramenta na tomada de decisões

relativas aos recursos hídricos.


7

Uma forma de agregação dos dados em um formato sintético é o uso de

indicadores que transfiram informações de um sistema a outro, levando a melhoria na

tomada de decisões.

Indicador é uma característica específica da água, podendo ser, física, química

ou biológica. Ex: oxigênio dissolvido, carga de fósforo total, etc.

Os índices de qualidade de água são importantes no acompanhamento da

qualidade levando em conta que existem incertezas por detrás das variáveis que os

compõem. Índice é a agregação de dois ou mais indicadores. Ex: IQA-NSF, IQAR, etc.

Tabela 01. Alguns parâmetros de qualidade da água (SANTOS et al., 2001). Parâmetros físicos

Parâmetros inorgânicos não metálicos

Parâmetros orgânicos

Parâmetros biológicos e microbiológicos

Parâmetros metálicos

Cor Condutividade Odor Sólidos Salinidade Sabor Temperatura Turbidez

Acidez Alcalinidade Boro Dióxido de carbono Cloreto Cloro (residual) Cianeto Flúor Iodo Nitrogênio Oxigênio dissolvido Ozônio pH Fósforo Sílica Sulfato Sulfeto Sulfito

Demanda bioquímica de oxigênio (DBO) Demanda química de oxigênio (DQO) Ácidos voláteis orgânicos Carbono orgânico Halogênio orgânico Metano Óleos e graxas Pesticidas orgânicos Fenóis Surfactantes Tanino e lignina

Plâncton Macroinvertebrados Macrófitas Algas Coliformes totais Coliformes fecais Salmonela Protozoários Vírus Bactérias fungos

Alumínio Arsênico Bário Berílio Cádmio Cálcio Cromo Cobre Ferro Chumbo Lítio Magnésio Manganês Mercúrio Níquel Potássio Selênio Prata Sódio Zinco

3. LEGISLAÇÃO BRASILEIRA E QUALIDADE DA ÁGUA

A primeira base legal específica dos recursos hídricos foi instituída a partir do

Código das Águas, de 10 de julho de 1934, que apesar de seus mais de sessenta anos

ainda é considerada pela Doutrina Jurídica como um dos textos modelares do Direito

Positivo Brasileiro.

Promulgada em 1988, a Constituição Federal em vigência modificou em vários

aspectos o Código das Águas. Uma das principais alterações foi à extinção de alguns


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casos previstos pelo instrumento legal do domínio privado da água. Segundo a

Constituição atual todos os corpos d’ água são de domínio público. A Constituição

vigente traz uma série de outras modificações em relação ao Código das Águas.

A Lei 9.433, de 8 de janeiro de 1997, conhecida atualmente como Lei das

Águas, institui a Política Nacional de Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de

Gerenciamento de Recursos Hídricos. A Lei das Águas estabelece como princípios

gerais básicos para a gestão de recursos hídricos:

A gestão por bacia hidrográfica;

A observância dos usos múltiplos, mas considerando que em situações de escassez,

o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo humano e a dessedentação animal;

O reconhecimento de que a água é um recurso dotado de valor econômico;

A gestão descentralizada e participativa;

O reconhecimento da água como bem finito e vulnerável.

A Política Nacional de Recursos Hídricos tem como um de seus objetivos

assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em

padrões de qualidade adequados aos respectivos usos. Dentre as diretrizes de ação

para implementação dessa política, a lei estabelece que a gestão sistemática dos

recursos hídricos não deve dissociar os aspectos de quantidade dos de qualidade (Art.

30, Cap. III, Tit. I).

Como instrumentos da Política Nacional de Recursos Hídricos, a Lei 9.433/97

estabeleceu:

Os planos de recursos hídricos;

A outorga de direito de uso dos recursos hídricos;

A cobrança pelo uso dos recursos hídricos;


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O enquadramento dos corpos d’ água em classes de uso;

O sistema nacional de informações sobre recursos hídricos.

Para se definir a qualidade das águas dos mananciais é preciso enquadrá-las em

classes, considerando seus usos e estabelecendo-se critérios (ZAGATTO et al., 1993;

VON SPERLING, 1995). O enquadramento de corpos d’ água já previsto na Resolução

n0 20 do Conselho Nacional de Meio Ambiente-CONAMA (1986) é o instrumento que

estabelece o nível de qualidade (classe) a ser alcançado e/ou mantido em um

segmento de um corpo d’ água ao longo do tempo, assegurando seus usos prioritários.

Estabelece que o enquadramento de um corpo d’água deve ser baseado não

necessariamente no seu estado atual, mas no nível de qualidade que deveria possuir

para atender as necessidades da comunidade.

Esta Resolução dividiu as águas do território brasileiro em águas doces

(salinidade < 0,05%), salobras (salinidade entre 0,05% e 3%) e salinas (salinidade >

3%). Em função dos usos previstos, foram criadas nove classes de qualidade. As

Classes Especiais, 1, 2, 3 e 4 referem-se às águas doces, as Classes 5 e 6 são relativas

às águas salinas e as Classes 7 e 8 às águas salobras.

Todas as propostas de enquadramento devem ser desenvolvidas com a

participação de usuários, irrigantes, ONG’s, associações comunitárias e representantes

dos governos municipais e estaduais. Com o enquadramento podem ser definidas

metas a serem alcançadas, como por exemplo, o estabelecimento de programas de

investimento em tratamento de esgotos urbanos.

4. ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DE ÁGUA

4.1. ASPECTOS GERAIS

A poluição das águas origina-se principalmente de efluentes domésticos,

efluentes industriais e da exploração agrícola, associada, principalmente, ao tipo de

uso e ocupação do solo (HOLMES, 1996; VARIS, 1996).


10

Os primeiros estudos relacionando o nível de pureza e a poluição da água foram

realizados na Alemanha em 1848 (OTT, 1978). Segundo DERÍSIO (1992), estes

estudos procuraram sintetizar os dados de qualidade da água, através da relação entre

o nível de pureza da água e a poluição, com a ocorrência de determinadas

comunidades de organismos aquáticos. Em lugar de um valor numérico, a qualidade da

água era categorizada por uma classe, entre várias, de poluição.

Nos últimos 130 anos, vários países Europeus desenvolveram e aplicaram

diferentes sistemas para classificar a qualidade da água.

Os sistemas usualmente utilizados eram de dois tipos:

a) aqueles relativos à quantidade de poluição detectada

b) aqueles relativos à vida de comunidades de organismos macro e microscópicos,

como por exemplo peixes, organismos bentônicos e plantas.

Índices de qualidade da água foram propostos visando resumir as variáveis

analisadas em um número, que possibilite analisar a evolução da qualidade da água no

tempo e no espaço e que serve para facilitar a interpretação de extensas listas de

variáveis ou indicadores (GASTALDINI & SOUZA, 1994).

O interesse do Brasil por tais índices cresceu desde que o Conselho Nacional de

Meio Ambiente em seu relatório anual de 1972, manifestou a necessidade da utilização

de índices para o meio ambiente.

Existem três tipos básicos de índices de qualidade de água (OTT, 1978):

- Índices elaborados a partir da opinião de especialistas;

- Índices baseados em métodos estatísticos;

- Índices biológicos (cujos dados necessários para sua formulação ainda não são

rotineiramente obtidos em programas de monitoramento).

Para Ott apud LEITE & FONSECA (1994) índices de qualidade de água podem ser

utilizados para diversas finalidades, tais como:

distribuição de recursos: repartição de verbas e determinação de prioridades;

ordenação de áreas geográficas: comparação de condições ambientais em

diferentes áreas geográficas;


11

imposição de normas: determinação do cumprimento ou não da legislação

ambiental;

análise de tendências: avaliação de mudanças na qualidade ambiental, em

determinado período de tempo e acompanhamento da qualidade dos recursos

hídricos superficiais;

informação ao público: informe à população sobre as condições de qualidade

ambiental em determinado ecossistema;

pesquisa científica: redução de uma grande quantidade de dados, atuando

como ferramenta para o estudo dos fenômenos ambientais;

Identificar problemas de qualidade de água que demandem estudos especiais

em trechos de rios;

Servir de instrumentos para a gestão dos recursos hídricos

Em geral, um Índice de Qualidade de Água (IQA) é um número adimensional que

exprime a qualidade da água para os diversos fins. Esse número é obtido da agregação

de dados físico-químicos, bacteriológicos, químicos por meio de metodologias

específicas.

Como existe uma variedade de usos para a água, surgiram, então, vários índices,

tais como (DERÍSIO, 1992):

índice de qualidade de água em geral;

índice de qualidade de água para usos específicos;

índice de qualidade de água para planejamento ambiental, entre outros.

Nos Estados Unidos (EUA), diversos estudos e revisões literárias foram realizados,

principalmente na década de 70. Segundo OTT (1978) o primeiro destes foi uma tese

de doutorado desenvolvida em 1974 na Universidade de Michigan, por Landwehr, que

tratou da construção e análise de IQA’s. Em seguida, em cooperação com outras

agências federais, o Council on Environmental Quality (CEQ) dos Estados Unidos


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patrocinou um levantamento e avaliação de vários índices de qualidade que estavam

sendo utilizados no país.

Alguns índices foram desenvolvidos utilizando a técnica de pesquisa de opinião em

um largo painel de especialistas em qualidade da água, como os desenvolvidos por

Prati, Mcduffie, Dinius e Dunnette. Outros índices nessas mesmas bases foram

desenvolvidos para regiões específicas e foram citados por OTT (1978).

Na escolha das variáveis para composição do índice são incorporados elementos

estatísticos ou métodos de pesquisa de opinião entre especialistas que conhecem o

tema.

Para a determinação e interpretação dos dados de qualidade ambiental podem ser

utilizadas aplicações estatísticas - Análise da Matriz Correlação (MC), Análise de

Componentes Principais (ACP), Análise Fatorial (AF), Procedimento de Classificação

Não Paramétricos (CNP).

Nos métodos de pesquisa de opinião, a técnica DELPHI é a que tem sido mais

utilizada. Após a seleção de parâmetros por um dos métodos estatísticos ou de

opinião, é necessário uniformizar os dados, devido às escalas diferentes para águas

poluídas e não poluídas e isto é possível através de funções matemáticas distintas.

A determinação de subíndices pode ser feita do ponto de vista matemático, através

de equações lineares e não lineares e método de normalização, além do método de

pesquisa de opinião.

4.2.ÍNDICES DE QUALIDADE DE ÁGUA PARA USOS GERAIS

4.2.1. AMBIENTES LÊNTICOS

4.2.1.1. LAGOS E RESERVATÓRIOS

Um dos principais processos causadores da degradação da qualidade das águas

em ambientes lênticos tem sido a eutrofização (VIEIRA et al., 1998), que consiste no

enriquecimento das águas por substâncias fertilizantes que propiciam o crescimento

excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto aderidas (TOLEDO et al.,

1984; VON SPERLING, 1995; HARREMOES, 1998).


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O nitrogênio, o fósforo e a sílica são apontados como principais nutrientes

responsáveis pelo processo, no entanto outros fatores externos como a luz e a

temperatura da água também atuam como controladores do fenômeno da eutrofização

(TOLEDO et al., 1984; TUNDISI et al., 1988; WETZEL, 1993; ESTEVES & BARBOSA,

1986).

Os condicionantes do processo de eutrofização são: os lançamentos de

efluentes domésticos e industriais ricos em nutrientes, decorrentes do processo

desordenado de urbanização das grandes cidades e a inadequada cobertura de coleta e

tratamento desses efluentes; características edáficas das regiões onde se encontram

os mananciais, por muitas vezes em solos ricos em micro e macro nutrientes e o uso

indiscriminado de fertilizantes ou de defensivos agrícolas, que terminam sendo

carreados para o corpo d’água (OENEMA & ROESTl, 1998).

Alguns efeitos indesejáveis podem ser provocados pelo processo de

eutrofização, como:

O aparecimento de florações de algas nas águas, crescimento da vegetação e maus

odores (ESTEVES & BARBOSA, 1986; GOODWIN, 1996);

Elevação da produção primária (acréscimo na disponibilidade de nutrientes, leva a

um crescimento excessivo do fitoplâncton. Essa explosão da produtividade primária é

acompanhada por um decréscimo na diversidade de espécies e um domínio de algas

azuis indesejáveis- cianobactérias);

diminuição do oxigênio dissolvido, com predominância das condições anaeróbias,

morte de peixes , toxicidade aumentada devido à amônia;

o ferro e manganês, encontram-se na forma solúvel prejudicando o abastecimento

de água. O fósforo, também se encontra solúvel (FOY, 1992 ; TUNDISI et al., 1988);

desaparecimento do lago devido ao acúmulo de material e vegetação no fundo

(ARAÚJO, 1996);


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Aparecimento de microalgas e cianobactérias com crescimento na superfície da

água, liberando toxinas mortais aos seres humanos (ESTEVES & BARBOSA, 1986;

RECKNAGEL et al., 1998).

De uma forma geral, classifica-se os estados tróficos da água como:

oligotrófico (lagos claros e baixa produtividade);

mesotróficos (lagos com produtividade intermediária);

eutrófico (lagos com elevada produtividade comparada ao nível natural básico).

Entende-se por produtividade de um corpo d' água, a sua capacidade de

propiciar o desenvolvimento da vida (TOLEDO et al., 1984).

Na prática a caracterização do estado trófico é quantificada através de variáveis

que se relacionam diretamente com o processo de eutrofização, em geral, clorofila "a",

transparência das águas e as concentrações de nutrientes e oxigênio dissolvido

(TOLEDO et al.,1984; HAYDÉE, 1997).

Na tabela 02 encontra-se uma classificação do estado trófico baseada numa

adaptação de VOLLENWEIDER & KEREKES (1981).

Tabela 02 - Relação entre níveis tróficos e as características dos lagos.

Estado trófico

Materia Orgánica mg/m3

Fósforo total mg/m3

Clorofila mg/m3

Profundidade de Secchi

m Oligotrófico Baixo 8,0 4,2 9,9 Mesotrófico Médio 26,7 16,1 4,2 Eutrófico Alto 84,4 42,6 2,45

Hipertrófico Muito Alto 750-1200 - 0,4-0,5

A eutrofização surge gradativamente podendo ser acelerada por ações

antrópicas, o que leva à quebra do equilíbrio natural das cadeias tróficas causando

alterações nos ciclos químicos dos ecossistemas lacustres, tal como a alteração do

oxigênio na água, devido à espessa camada de algas que pode se formar na superfície

desta (TOLEDO et al.,1984 ; TUNDISI et al.,1988).


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Nos últimos anos, tem sido observado um agravamento do problema da

eutrofização. Segundo VOLLENWEIDER & KEREKES (1981), 75% dos 800 lagos norte-

americanos pesquisados, encontravam-se afetados pelo processo.

Os açudes do Semi-Árido Brasileiro, cujo número tem aumentado

permanentemente, são limnologicamente vulneráveis a eutrofização, apresentando

grandes variações do nível por causa da seca (DATSENKO et al., 2000).

Em lagos e reservatórios, o monitoramento do teor de clorofila é

particularmente importante uma vez que o nível de clorofila algal é um indicador de

condições tróficas e um indicador indireto de fertilizantes, pesticidas e herbicidas

(GOODIN et al., 1993).

CEBALLOS et al. (1998), avaliando a tipologia de 03 açudes na Paraíba, definiram a

qualidade utilizando 7 parâmetros físico-químicos, sanitários e biológicos (pH, turbidez,

oxigênio dissolvido, DBO5, nitrato, ortofosfato, e coliforme fecal). A utilização de análise de

componentes principais mostrou-se importante na escolha do conjunto de parâmetros,

definindo as correlações entre as variáveis estudadas a fim de avaliar o nível trófico de

águas superficiais em regiões tropicais semi-áridas.

A partir dos anos sessenta os limnólogos, ao estudar essa questão nos lagos,

principalmente de zona temperada, criaram critérios indicadores de eutrofização

(CARLSON, 1977; WALKER Jr.,1979). São critérios genéricos que precisam ser

analisados à vista das condições concretas de cada reservatório: concentração de

clorofila "a" (ou biomassa de fitoplancton), concentração de nutrientes (principalmente

fósforo), profundidade do disco Secchi e diminuição gradativa da concentração de

oxigênio dissolvido no hipolímnio.

4.2.1.2. MODELO DO ESTADO TRÓFICO DE CARLSON MODIFICADO POR

TOLEDO

CARLSON (1977) definiu um índice do estado trófico, usando uma

transformação linear da transparência pelo disco de Secchi, que avalia a concentração

de biomassa. Pela sua simplicidade e objetividade, esse índice é um dos mais utilizados

para a classificação de lagos. Além da transparência, o índice pode ser expresso em


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função das concentrações de fósforo e clorofila “a”, medidas em amostras coletadas

próximo à superfície da água.

Os modelos utilizados eram baseados em dados obtidos em lagoas de clima

temperado. As diferenças existentes entre estas regiões e países como o Brasil, de

clima predominantemente tropical, podem alterar significativamente as respostas dos

organismos aquáticos aos fatores que influem em suas atividades vitais.

TOLEDO et al. (1984) propuseram uma modificação nas expressões do Índice

do Estado Trófico (IET) de CARLSON (1977), incluindo ainda uma expressão para o

ortosfosfato solúvel. As equações obtidas de 1 a 4 exprimem o Índice do Estado Trófico

de Carlson modificado (IETM).

)]ln2

Traln0,64(6[*10

+−= (Tra)

MIET (equação 1)

]ln2

)PT

80,32ln(

6[*10 −=(PT)IETM (equação 2)

]2ln

)67,21

ln(6[*10)( OFOFIETM −= (equação 3)

)]2ln

""ln695,004,2(6[*10)""(

aClaClIETM

−−= (equação 4)

onde:

PT = fósforo total;

OF = ortofosfato solúvel;

Cl"a" = clorofila "a";

TRA = transparência.

O IET de Carlson pode ser considerado como restritivo e conservador. A versão

modificada deste índice tem se mostrada mais adequada para a determinação do

estado trófico em lagos de clima tropical, segundo TUNDISI et al. (1985), CALIJURI

(1988) e CEBALLOS (1995).


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4.2.1.3. CURVA PROBABILÍSTICA DE ESTADO TRÓFICO

Os modelos matemáticos têm sido usados como instrumentos de gerenciamento

na avaliação do processo de eutrofização de lagos e represas.

Utilizando-se o gráfico de distribuição de probabilidade de níveis tróficos,

adaptado por SALAS & MARTINO (1991) para lagos tropicais de águas quentes, pode-

se estimar o estado trófico. Esta metodologia foi usada na Lagoa Jacuném, no Espírito

Santo (Figura 01) chegando-se à conclusão que a mesma está fortemente eutrofizada,

no limite entre a eutrofia e a hipertrofia.

Figura 01: Distribuição probabilística de estado trófico baseada em fósforo

total.

Fonte : VOLLENWEIDER & KEREKES (1981).


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Neste estudo, foram testados 5 (cinco) modelos simplificados para controle do

processo de eutrofização na lagoa Jacuném em quatro campanhas de amostragens

avaliando o teor de fósforo (Tabela 03 e equações de 5 a 9).

Tabela 03. Modelos Matemáticos para determinação da Curva de

Probabilidade do Estado Trófico.

Equações Matemáticas Para Curva De Probabilidade Do Estado Trófico

(((( ))))ww T21TZ

PLP

++++====λλλλ

/

)( (SALAS & MARTINO, 1991)

(equação 5)

(((( ))))93406760

w8910

p ZL2900P ,,, /, Τ⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅====λλλλ (SALAS & MARTINO, 1991)) (equação 6)

(((( ))))3

T

Z

PLP

43

w⋅⋅⋅⋅====λλλλ (SALAS & MARTINO, 1991)

(equação 7)

(((( ))))t1q

LP

s

cr ++++

==== (VOLLENWEIDER, 1976)

(equação 8)

ττττ++++ττττ

====−−−− Z

8240

LP

5460.. (WALKER, 1977)

(equação 9)

Fonte:SILVA & MENDONÇA (2000).

onde:

Pλ = P = concentração de fósforo total no reservatório (mg/l);

Pr = concentração de fósforo total no reservatório (mg P/m3);

L(P) = L = taxa de carga de fósforo total superficial (g m-2 .ano-1);

Lc = taxa de carga de fósforo total superficial (mg P/m2 . ano);

Tw = τ = t = tempo de detenção (ano);

qs = taxa de aplicação hidráulica = z/t (m/ano). Os erros estão apresentados na tabela

04;

Z = profundidade média.

A tabela 04 mostra os erros avaliados na comparação de valores de fósforo total

estimados das equações 5 a 9.


19

Tabela 04: Erros percentuais das concentrações de fósforo total estimadas.

Campanhas Equação

(5)

E (%)

Equação

(6)

E (%)

Equação

(7)

E(%)

Equação

(8)

E (%)

Equação

(9)

E (%)

1°°°° -31,6 -36,8 -31,6 -15,8 -15,8

2°°°° 0 -10,0 -10,0 30,0 30,0

3°°°° 11,8 -5,9 0 41,2 52,9

4°°°° -5,9 -17,6 -11,8 23,5 23,5

Média 12,3 17,6 13,4 27,6 30,6

Fonte:SILVA & MENDONÇA (2000).

Os modelos de SALAS & MARTINO (1991), descritos pelas equações (5), (6) e

(7), apresentaram melhores resultados médios possivelmente devido à taxa de perda

global de fósforo total (Ks), implícita nas equações citadas, obtida por análise de

regressão para lagos e reservatórios na América Latina e Caribe.

Os modelos de VOLLENWEIDER (1976) e WALKER (1977) utilizados foram os

que apresentaram maiores erros médios. Isto reafirma a necessidade de adaptação

dos modelos oriundos de lagos temperados ao serem aplicados em lagos de clima

tropical.

Por ter apresentado menor erro médio, na forma de balanço de massa (equação

5), o modelo de Salas e Martino foi usado na estimativa da carga máxima admissível para

que a concentração de fósforo resultante na lagoa esteja dentro de um valor inferior ao de

eutrofia.

Pode-se estimar a concentração “natural” de fósforo total na lagoa, sem a

influência antropogênica, fazendo uso do índice morfoedáfico (MEI). O uso da relação

fósforo-MEI permite uma simples estimativa quantitativa da percentagem de carga de

fósforo afluente ao lago que pode ser controlada, tal que restaure o seu nível trófico

natural (SILVA & MENDONÇA,2000).


20

O MEI é a razão entre os sólidos dissolvidos totais e a profundidade média de

um lago, e tem sido calculado também pelos valores de alcalinidade e condutividade.

Por exemplo, usando-se o parâmetro condutividade, tem-se a seguinte expressão:

MEIcond = condutividade (µµµµS) / profundidade média (equação 10)

Segundo SILVA & MENDONÇA (2000), Vighi e Chiaudani, analisando lagos

localizados no hemisfério norte, estabeleceram equaçãos de regressão envolvendo

concentrações médias de fósforo total e índices morfoedáficos (MEI), na seguinte

forma:

[[[[ ]]]] CONDLogMEI270750PLog .. ++++==== (equação11)

Onde:

r = 0,71 (coeficiente de correlação) onde a concentração média de fósforo total dentro do

lago, P, é dada em µg l-1.

4.2.1.4. MODELO SIMPLIFICADO DO ESTADO TRÓFICO

No estado de Pernambuco, na unidade de Planejamento GL-2, município de

Jaboatão, a barragem Duas Unas, devido ao fato de estar localizada em uma área

onde existem plantações, principalmente de cana de açúcar vem sofrendo aporte de

nutrientes.

Os resultados dos estudos realizados por SANTOS & FLORÊNCIO (2001) para

esta área apontaram para níveis tróficos na barragem Duas Unas variando de

oligotrófico a mesotrófico. No desenvolvimento de seu trabalho, as pesquisadoras

aplicaram o modelo simplificado de estado trófico para o fósforo, desenvolvido em

1991 por SALAS & MARTINO. Os autores calcularam o Tempo de Detenção Hidráulica

Tw através da equação 12.

V acumulado

Tw =_____________________ (equação 12)

Q captada

onde, Tw = tempo de detenção hidráulica (ano);

V acumulado = volume de água acumulado na barragem (m3);

Q captada = vazão captada da barragem pela COMPESA (m3/ano).


21

A profundidade média da barragem foi estimada utilizando-se a equação

desenvolvida por VON SPERLING (1999), que relaciona esta à profundidade máxima da

barragem, e que tem sido usada na estimativa de vários lagos e represas (equação

13).

Z med = 2,34 + 0,25 Z max (equação 13)

onde, Zmed = profundidade média da barragem;

Zmax = profundidade máxima da barragem.

O cálculo do Coeficiente de Sedimentação do Fósforo (Ks) relaciona o Ks ao

Tempo de Detenção Hidráulica (Tw) (equação 14)

2

Ks = ________________ (equação14)

√√√√ Tw

onde, Ks = coeficiente de sedimentação (ano-1);

Tw = tempo de detenção hidráulica (ano).

A estimativa da concentração de fósforo total na barragem foi então obtida

através da equação do balanço de massa para o fósforo proposta por SALAS &

MARTINO (1991), que apresentaram nos estudos realizados pelos autores um

coeficiente de correlação de 0,915 (equação 15).

L(P) . TW3/4

PT = _________________________ (equação 15)

3. Z

onde, PT = concentração de fósforo total (mg/l P);

L(P) = carga de fósforo afluente (g/m2 .ano);

Z = profundidade média (m);

Tw = tempo de detenção hidráulica.

A distribuição probabilística do estado trófico utilizada foi baseada no fósforo

total em lagos e represas tropicais e proposta por VOLLENWEIDER & KEREKES (1981),

que permite obter a probabilidade da barragem apresentar um dos estados tróficos,

podendo desta forma serem comparados estes percentuais em relação aos valores

observados pela análises e estimado através do modelo na Figura 02 está

apresentada a relação entre L(P)/Z e Tw para barragem de Duas Unas.


TW (ano)

Figura 02 - Relação entre L(P)/Z e

e as categorias tróficas definidas qu

Fonte: SALAS & MARTINO (1991).

De acordo com curva probabilíst

de fósforo, a probabilidade de a barr

maior do que o estado eutrófico, en

probabilidade de estado eutrófico

probabilidades de ocorrerem os diverso

levando-se em consideração as concent

através do modelo de SALAS & MARTIN

0,01

0,1

1

10

0,01 0,1

(0,28;0,778)

Oligotrófico

M

L(P) / Z (g/m3 – ano)

Eutrófico

22

Tw observado para a Barragem Duas Unas

alitativamente por Salas e Martino.

ica, observa-se que para a menor concentração

agem apresentar estado mesotrófico é muito

quanto para concentração de fósforo maior a

é predominante. A Figura 03 mostra as

s estados tróficos para a barragem Duas Unas,

rações de fósforo total obtidas analiticamente e

O (1991).

1.0 10

Seqüência1

Seqüência2

0,03 mg / L de P 0,07 mg / L de P


Figura 03 - Distribuição pro

Unas.

Fonte : VOLLENWEIDER & KER

Distribuição probabilística

o

Ultra-oligotrófico

hipereutrófico

-----------0,078 mg/L P ---------- 0,051 mg/L P

Fósforo Total (mg P / m3

babi

EKES

oligotrófic

lística de

(1981)

eutrófico

mesotrófico

23

estado trófico no reservatório Duas


24

4.2.2. AMBIENTE LÓTICOS

4.2.2.1.ÍNDICE DE HORTON

Horton, pesquisador alemão, foi quem fez a primeira apresentação formal de um IQA em 1965, referindo-se aos índices como ferramenta para a avaliação dos programas de redução da poluição e para informação pública (DERÍSIO, 1992).

De acordo com DERÍSIO (1992), a seleção das variáveis a serem incluídas no

Índice de Horton, seguiram o seguinte critério:

o número de variáveis seria limitado, garantindo assim a praticidade;

as variáveis seriam significativas em todo o país;

as variáveis deveriam refletir a disponibilidade dos dados.

O Índice de HORTON (1965) usa uma função de agregação de soma linear.

Basicamente este índice consiste em um somatório ponderado de subíndices, divididos

pelo somatório dos pesos multiplicado por dois coeficientes que consideram, a

temperatura e a poluição evidente de um curso d’água.

Este índice não leva em consideração as substâncias tóxicas. Segundo DERÍSIO

(1992), a justificativa é que em “nenhuma circunstância os cursos de água deveriam

conter substâncias que fossem prejudicais aos seres humanos, animais ou à vida

aquática”.

Horton (apud OTT, 1978) propôs o primeiro índice formal para qualidade de água

selecionando 8 parâmetros de qualidade (OD, pH, coliformes fecais, alcalinidade,

cloreto, condutividade, tratamento de esgoto,CCE-Carbono Cloriforme extraído) e

atribuiu a cada um deles um peso que variou de 1 a 4 (tabelas 05 e 06).

OTT (1978) propôs um modelo de uniformização e agregação de dados em

indicadores ambientais, mas não levava em consideração a seleção das variáveis para

compor o índice. BOLLMANN & MARQUES (2000) fizeram uma modificação no modelo

de OTT (1978), estruturando os índices em três etapas básicas:

escolha dos parâmetros que comporão o índice;


25

uniformização das informações através do cálculo de subíndices próprios

para cada variável envolvida;

reunião das informações para compor o índice final.

A equação 16 é usada para o cálculo do IH:

n

ΣΣΣΣ Wi.li

i=1

I = M1.M2 (Equação 16)

n

ΣΣΣΣ Wi

i=1

onde:

I =1

Wi = peso de cada parâmetro (i) que entra no cálculo;

li = subíndice do parâmetro (i);

M1 = coeficiente que reflete a temperatura;

M1 = 1 se T < 34ºC;

M1 = 0,5 se T > 34ºC;

M2 = coeficiente que reflete a poluição aparente;

M2 = 1 se sólidos sedimentáveis < 0,1 ml/l;

M2 = 0,5 se sólidos sedimentáveis > 0,1 ml/l.

Tabela 05. Parâmetros utilizados no cálculo do IH.

Parâmetro Peso

Oxigênio dissolvido 4

Tratamento de esgoto 4

pH 4

Coliformes 2

Condutividade Específica 1


26

Alcalinidade 1

Cloretos 1

CCE-Carbono cloriforme extraído 1

Fonte : DE LUCA (1998).

Tabela 06. Subíndices de qualidade de água de Horton.

Subíndice Oxigênio

dissolvido (%)

Coliformes

(nmp/100ml)

Carbono cloriforme extraído

(0,0001mg/ml)

100 >70 <1 0-100

80 50-70 1-5 100-200

60 30-50 5-10 200-300

30 10-30 10-20 300-400

0 <30 >20 400

Subíndice pH (unidades) Cloretos

(mg/l)

Condutividade

Específica(µµµµmho/cm)

Alcalinidade

(mg/l)

100 6-8 0-100 0-750 20-100

80 5-6;8-9 100-175 750-1500 5-20;100-

200

40 4-5;9-10 175-250 1500-2500 0-5;>200

0 <4;>10 >250 >2500 Acid

Fonte : DE LUCA (1998).

4.2.2.2.Índice de qualidade de Água da National Sanitation Foundation (IQA-

NSF)

De acordo com DERÍSIO (1992), em 1970, Brown, McClelland, Deininger e

Tozer apresentaram um índice de qualidade de água bastante similar em sua

estrutura, ao Índice de Horton e o estudo foi financiado pela National Sanitation

Foundation.

Este índice, IQA-NSF, combinou as opiniões de 142 especialistas, baseado na

técnica de Delphi da Rand Corporation, através das respostas a vários questionários,

tabuladas e retornadas a cada participante, para comparação de sua resposta com a

dos demais participantes a fim de se chegar a um consenso.


27

O resultado desta pesquisa foi a indicação das variáveis de qualidade de água

que deveriam entrar no cálculo, o peso relativo das mesmas e a condição em que se

apresentava cada uma delas, de acordo com uma escala de valores. Inicialmente,

foram selecionadas 35 variáveis indicadoras de qualidade da água e destas, nove

foram selecionadas para compor o IQA-NSF. Para cada variável foi estabelecida curvas

de variação da qualidade da água, de acordo com o estado ou condições de cada

variável.

A estrutura proposta originalmente por BROWN et al. (1970) resulta de uma

combinação linear com pesos dos subíndices. A forma aditiva para cálculo do IQA está

apresentada na equação 17.

n

IQA-NSF = ΣΣΣΣ Wili (equação 17)

i=1

onde:

IQA = um número entre 0 e 100;

Wi = peso relativo do i -ésimo parâmetro;

li = valor do subíndice relativo ao i -ésimo parâmetro.

Apesar da forma aditiva ser muito utilizada, foi proposta também por

LANDWEHR & DEININGER (1976) uma forma multiplicativa (equação 18) para evitar

eventuais problemas de resultados mascarados, que ocorriam quando um subíndice

apresentava valores extremamente baixos de qualidade de água. Na forma

multiplicativa, os mesmos pesos tornam-se potências dos subíndices.

Neste caso, se qualquer dos subíndices aproxima-se de zero, o índice global

também se aproxima de zero.

n

IQA-NSF = ΠΠΠΠli Wi (equação 18)

i=1


28

A CETESB (Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de

São Paulo) vem utilizando a tabela 07 de pesos e parâmetros e a tabela 08 na

avaliação e classificação da qualidade água.

Tabela 07 - Parâmetros e Pesos para o Cálculo do IQA-NSF.

Parâmetros Peso

OD 0,17

Coliformes Fecais 0,15

PH 0,12

DBO5 0,10

Nitrogênio 0,10

Fosfato total 0,10

Temperatura 0,10

Turbidez 0,08

Sólidos Totais 0,08

Fonte: DE LUCA (1998).

Tabela 08 - Classificação da qualidade das águas.

Valor Qualificação Cor

80-100 Ótima Azul

52-79 Boa Verde

37-51 Aceitável Amarela

20-36 Ruim Vermelha

0-19 Péssima Preta

Fonte : CETESB (1997).

4.2.2.3. ÍNDICE DE TOXIDEZ (IT)

Este índice complementa o IQA-NSF. Em geral os índices não consideram a

existência de substâncias tóxicas. BROWN et al. (1970) recomendam a utilização de

um índice de toxidez, cujo valor é 0 ou 1, indicando, respectivamente, a presença de


29

poluentes acima do seu limite máximo admissível, ou a ausência destes poluentes. O

valor de IT deve ser multiplicado pelo IQA, confirmando o seu valor (IT=1), ou

anulando o seu valor (IT=0).

Algumas substâncias tóxicas, como metais pesados e pesticidas, apresentam

concentrações freqüentemente limitadas espacial e temporalmente a determinadas

situações, razão pela qual não podem ser incluídas em índices mais amplos propostos

para áreas com diferenças hidrológicas, demográficas ou geológicas.

No IQA proposto pela NSF este problema é contornado através de uma variável

binária, o Índice de Toxidez (IT), que assume o valor zero, caso um dos elementos

tóxicos ultrapasse o limite permitido, ou o valor um (1) em caso contrário. A nota final

de um ponto de amostragem será o produto do IQA pelo IT. Em suma: IT=0, quando

pelo menos uma substância tóxica ultrapassar os padrões e IT=1, quando nenhuma

substância tóxica ultrapassar os padrões.

Os sete metais integrantes do IT são os seguintes: cádmio, chumbo, cobre,

mercúrio, "cromo total", níquel e zinco (tabela 09). Os metais ferro e manganês

também são analisados, mas foram excluídos do IT, devido à sua baixa toxidade e as

particularidades geológicas da região, que apresentam naturalmente concentrações

mais elevadas que os padrões existentes propostos para regiões com características

diferentes.

Tabela 09. Padrões adotados para o Índice de Toxidez (mg/l) segundo

resolução número 20 do CONAMA.

Metais Pesados Padrões Classes 1 e 2 Padrões Classe 3 e 4

Cádmio 0,001 0,01

Chumbo 0,03 0,05

Cobre 0,02 0,5

Cromo Total* 0,1 0,1

Mercúrio 0,0002 0,002

Níquel 0,025 0,025

Zinco 0,18 5,0

Fonte :CETESB (2002).


30

4.2.2.4.ÍNDICE DE PRATI

Prati, Pavanello e Pesarin (apud OTT, 1978) propuseram em 1971 um índice

para águas superficiais, também denominado Índice Implícito de Poluição de Prati,

baseado nos sistemas de classificação da qualidade da água usado em vários países da

Europa e alguns estados dos EUA.

Os investigadores viam o índice como uma possível ferramenta para estabelecer

um inventário comparativo da qualidade da água em diversas regiões ou países.

Porém, não acreditavam que poderia ser utilizado para tomar decisões quanto a

sistemas de tratamento de águas residuárias.

O sistema de classificação envolveu 13 parâmetros e classifica a qualidade da

água considerando cinco categorias, tendo sido designado para cada categoria limites

de variação dos parâmetros. Para cada parâmetro foi determinado um subíndice

utilizando equações matemáticas, consistentes com a classificação através dos limites

da variação, baseadas em critérios pessoais quanto à severidade dos efeitos da

poluição.

Foram utilizadas equações lineares para os parâmetros: DBO5, DQO e

manganês; funções não lineares para: sólidos em suspensão, amônia, nitrato e ferro;

e para os demais parâmetros foram utilizadas uma série de outras equações definidas

em função de diferentes limites de variação de cada parâmetro, resultando em

equações não lineares segmentadas (tabela 10). O índice é calculado como a média

aritmética dos 13 subíndices (equação 19). È um índice crescente que varia de 0 a 14,

quanto maior for o seu valor , pior a poluição.

1 13

I = ΣΣΣΣ li (equação 19)

3 i=1

Tabela 10. Parâmetros e Pesos utilizados no Índice de Prati.

Parâmetros Peso

OD 1

DQO 1

PH 1

DBO5 1

Aço 1

Manganês 1


31

Amônia 1

Nitrato 1

Cloretos 1

Surfactantes 1

Sólidos Suspensos 1

Ferro 1

Fonte: OTT (1978).

4.2.2.5.ÍNDICE DE DINIUS

DINIUS (apud OTT, 1978) propôs o desenvolvimento de um sistema rudimentar

de contabilidade social que mediria os custos e impactos das medidas de controle de

poluição. Considerava que um sistema de contabilidade social facilitaria a divulgação

de informações de dados de qualidade ambiental ao público e administradores, e

permitiria que dinheiro e tempo fossem gastos mais efetivamente no controle da

poluição.

O índice inclui 11 parâmetros e é baseado no somatório ponderado dos

subíndices, determinados através de funções matemáticas, sendo que cada um deles

foi desenvolvido a partir de pesquisa na literatura científica. Dinius elaborou 11

equações para os subíndices, baseadas em estudos realizados por vários especialistas

(Tabela 11). Os pesos também foram baseados em estudos da importância de cada

parâmetro poluente. Considerava que usos específicos da água poderiam ser

adaptados através da interpretação do valor do índice para cada uso da água.

Tabela 11- Parâmetros e Pesos do Índice de Dinnius.

Parâmetros Equação Peso

OD % I =X Wi= 5

DQO5 (mg/l) I =107X-0,642 Wi= 2

Coliformes totais (nmp/100ml) I =100X-0,30 Wi= 3

Condutividade Específica

(25ºC- µµµµmho/cm)

I = 535 X -0.3565 Wi = 1

Cloretos (*mg/l) I = 125,8X -0,207 Wi = 0,5

Dureza (CaCO3 , ppm) I = 101,974 - 0,00132X Wi =1

Alcalinidade (CaCO3 , ppm) I = 108X -0,178 Wi =0 ,5

I =100.2335X+0,44 X < 6,7 Wi = 1


32

pH (unidades) I = 100 7 < X < 7,58

I = 104,22X-0,293 >7,58

Wi =1

Wi =1

Temperatura (ºC) I = -4 (Xa - Xb) + 112 Wi =2

Cor (unidades) I =128X -0,288 Wi =1

Coliforme fecal (nmp/100ml) I = 100 (5X)-0,30 Wi =4

Fonte: OTT (1978).

Este índice obedece a uma escala que varia de 0 a 100% representada por

funções matemáticas explícitas. A distribuição dos pesos é referente a uma escala

básica de importância denotada por: muito pequena (1), pequena (2) média (3),

grande (4), importância muito grande (19) tendo como somatório de pesos 21.

O Cálculo do índice de Dinius é realizado segundo equação 20.

1 Ii

I = ΣΣΣΣ Wi Ii (equação 20)

21 i=1

4.2.2.6. ÍNDICE DE SMITH

SMITH (1987) propôs um índice geral para uso específico de qualidade de água,

cuja elaboração baseou-se na metodologia Delphi, seguindo uma forma não

ponderada, pois considera igualdade de importância entre os parâmetros que entra no

cálculo do IQA. Estes índices foram relacionados com a legislação da Nova Zelândia,

viabilizando sua maior aceitabilidade. Trata-se de um índice composto de dois ou mais

subíndices, em escala decrescente.

Por este método o valor final do IQA é equivalente ao menor valor entre dois

subíndices. SMITH (1987) afirma a adequabilidade do uso da água é governada por

suas características mais pobres e não pelo conjunto de variáveis.

A equação do IS é a seguinte (equação 21):

IS = min( I1...,I2,....,Ii,….In) (equação 21)

Onde :

IS = valor do índice;


33

li= valor do subíndice.

Os parâmetros a serem utilizados no cálculo do IS são os mesmo utilizados no

cálculo do IQA-NSF. A tabela 12 apresenta as classes utilizadas para avaliação da

qualidade da água.

Tabela 12. Classes utilizadas no IS.

Valor do menor índice Descrição da qualidade

0<I sub<20 Totalmente inadequada para os principais usos

20<I sub<40 Inadequada para os principais usos

40< I sub<60 Usos principais comprometidos

60 < I sub < 80 Adequadas para todos os usos

80 < I sub < 100 Eminentemente adequada para todos os usos

Fonte : SMITH (1987).

Este índice foi usado para avaliar a qualidade das águas do Rio Miranda em

Mato Grosso e foi observado que os resultados obtidos pelo índice de Smith

apresentaram as mesmas oscilações que os obtidos pelo IQA-NSF, para o período

estudado (FERREIRA & IDE, 2001).

4.2.3. ESTUÁRIOS

4.2.3.1.GENERALIDADES

Os estuários foram definidos por CAMERON & PRITCHARD (1963) “como corpos

de água costeiros semifechados que têm uma ligação livre com o mar nos quais a água

do mar se dilui, de forma mensurável, com água doce proveniente da drenagem

terrestre”.

Do ponto de vista físico, a definição de estuário reconhece semelhanças básicas

na distribuição e gradientes de densidade e salinidade, no padrão de circulação e no

processo de mistura. O tipo de circulação é condicionado de forma decisiva, pelas

fronteiras laterais do sistema. A existência de ligação permanente com o mar permite

a propagação da água salgada. A água do mar dilui-se com a água doce proveniente


34

da respectiva bacia drenante, sendo responsável pelos gradientes de salinidade que

condicionam os tipos de circulação tipicamente de estuários.

As variações na quantidade total de sal não são apenas dependentes da taxa de variação

das vazões da água doce afluentes. Nos estuários tende a se estabelecer um equilíbrio

dinâmico, quase estacionário e que resulta das interações entre as vazões fluviais e do

rio para o estuário e a pressão para montante da água salgada.

JAY et al. (1998) partindo da distinção entre a presença ou ausência de água

salina e que com base nas características morfológicas, associado a cada estuário,

estuda os processos hidrodinâmicos de transporte dominantes em cada caso.

Os estuários têm uma importância especial, pois funcionam como pólos de

atração da atividade humana. A ocupação populacional no entorno dos estuários é em

geral intensa, ocasionando significativas alterações morfológicas e diversas formas de

poluição, que é transportada através do seu campo de velocidade e de suas

características de turbulência e representa um risco potencial à saúde pública e ao

equilíbrio do meio ambiente aquático.

Um estuário é uma interface complexa de corpos de água distintos, onde ocorre a

transição entre um sistema eminentemente fluvial e um sistema puramente marinho.

Segundo WARD & MONTAGUE(1996) e FAIRBRIDGE (1980) o estuário deve

compreender:

corpo de água costeiro;

semifechado;

ligação direta com o mar;

afluxo de água do mar;

afluxo de água doce ;


35

escala de tamanho variando de pequena a intermediária.

O estuário é governado por processos hidrográficos com origens tanto fluvial

quanto marinha, e está sujeito a processos eminentemente característicos de

ambientes estuarinos, decorrentes das interações entre componentes de origens fluvial

e marinha, bem como de sua morfologia semi-fechada.

Há, usualmente, uma clara distinção com respeito a morfologia e habitats à

medida que se distancia do mar em direção aos trechos superiores de rio, com

variação de profundidade, salinidade e aeração.

As principais características hidrográficas de um estuário são: (1) morfologia e

batimetria; (2) hidrologia; (3) marés; (4) meteorologia; (5) correntes de densidade.

A análise espacial aplicando técnicas de sensoriamento remoto sobre qualidade

d'água vem sendo desenvolvida por diversos autores, podendo-se citar, entre eles,

KLEMAS et al (1975); KHORRAM & CHESHIRE (1983); KHORRAM, (1985); BRAGA

(1989a, 1989b), BRAGA (1988), MAYR, (1998), NOVO (1988), incluindo análise

estatística, estudos hidrológicos, geoprocessamento, correlação espacial, e análises de

regressão. Alguns estudiosos demonstraram que através de imagens de satélites é

possível prevê a capacidade de distribuição de sólidos suspensos, turbidez, salinidade e

clorofila "a" (KHORRAM & CHESHIRE, 1983; CHESHIRE et al., 1985) em águas turvas.

Isto depende principalmente de três fatos: Primeiro da amostragem espacial, depois os

dados coletados como um todo e terceiro é tematicamente consistente, desde que a

mesma instrumentação é usada para extrair informações relevantes de todas as áreas

do estuário (BABAN, 1997).

Na região do espectro ótico, esses valores resultam das propriedades óticas da

água do mar e também das propriedades óticas de seus eventuais constituintes,

substâncias dissolvidas e particulares, presentes em quantidades variáveis (BRAGA,

1989a).

No estuário outras substâncias como óxido de ferro, pigmentos orgânicos

dissolvidos, pigmentos algais (carotenoides) também absorvem no azul e verde, que

resulta em mascarar a resposta neste comprimento de onda.


36

Fitoplâncton no qual a clorofila é encontrado tem outros pigmentos que combinam

com outros fatores para produzir reflectância espectral na água (CHESHIRE et al.,

1985; STUMPF & TAYLER, 1988).

BARBAN (1997) estudou a distribuição de indicadores chaves envolvendo o

estuário inteiro considerando que estes indicadores ambientais sempre variam

rapidamente, ambos espacial e temporal. Os organismos neste ambiente devem ser

capazes de sobreviverem a essas flutuações. Um estudo destas flutuações requer uma

instantânea cobertura em várias condições de maré.

Para estudar o habitat dos organismos do estuário e sua fisiologia depende dos

seguintes indicadores:

(i) Temperatura- importante pôr causa do aumento das reações biológicas e químicas

com a Temperatura (BARRETT & CURTIS, 1992);

(ii) Salinidade tem um grande impacto no crescimento e distribuição do fitplâncton

tanto quanto na migração da população de peixes e camarões (Lo, 1986);

(iii) Sólidos suspensos e turbidez são importantes por duas razões: Primeiro, a

concentração de sólidos suspensos e o nível de turbidez indicam a quantidade de luz

que pode penetrar na água, e segundo, indicam a quantidade de material não

dissolvido que é transportado em suspensão pela água e pode eventualmente

sedimentar no estuário (SABRI, 1977, CHESHIRE et al., 1985)). Sólidos suspensos

têm sido identificados como sendo influenciado por salinidade (CHESHIRE et al.,

1985). Segundo HASSAN (1988) os maiores valores de salinidade estão nos extremos

dos estuários, sendo este comportamento similar a turbidez e sólidos suspensos;

(iv) alto teor de clorofila é um bom indicador para atividade biológica e deve ser

atribuído a fontes de esgotos sanitários domésticos e industriais e baixa concentração

deve ser atribuída a substâncias tóxicas de fontes industriais. Segundo BABAN (1997)

a Clorofila “a” em Breydon apresentou resultados variáveis. Isto pode ser devido a dois

fatores. Primeiro, clorofila "a" e sedimentos inorgânicos não são separados, e depois

os sedimentos suspensos devido que dominam a reflectância total comporta-se como

uma banda do espectro da luz (KLEMAS et al., 1980).


37

BRAGA (1988) desenvolveu um trabalho, na região da baía de Guanabara e

suas adjacências, com o objetivo de identificar os parâmetros de qualidade da água

responsáveis pelo comportamento espectral de imagens do satélite Landsat-TM. Em

dois dias de passagem do satélite sobre a área de estudo, foram medidos a

temperatura, a salinidade, a profundidade Secchi, o total de sólidos em suspensão e os

teores de ferro e manganês no total de sólidos em suspensão.

BENTANCURT (1981) relacionou vários parâmetros de qualidade da água com

imagens Landsat, utilizando uma abordagem empírica. Empregaram-se análises de

regressão linear e não-linear, comparando-se os dados originais com os processados

através da correlação e do erro médio das estimativas.

Com o objetivo de promover uma visão holística da baía de Guanabara, MAYR

(1998) estudou o comportamento das principais sub-bacias hidrográficas da baía da

Guanabara e os resultados são confrontados com a qualidade das águas da baía obtida

a partir de estudos de parâmetros hidrobiológicos determinados por MAYR (1989).

Ficou constatado que muitos dos parâmetros, como a temperatura, não podem

ser analisados isoladamente por sofrerem influência permanente de fatores como

correntes marítimas, taxa de lançamento de esgotos, entre outros. A transparência

relaciona-se com o desenvolvimento de algas e com sólidos em suspensão. O

desenvolvimento das algas e a formação de sólidos em suspensão dependem do pH do

meio, da salinidade e da DBO. A salinidade sofre interferência da presença de seres

vivos, poluentes, nutrientes, atividade fotossintética, pH, teor de OD, entre outros.

A classificação ambiental de um estuário poderá ser inferida finalmente pela

análise dos resultados das classificações decorrentes de cada critério, tendo presente

o tipo morfodinâmico e de estrutura salina presente, de acordo com o exposto em

seguida.

4.2.3.2. CRITÉRIO DE QUALIDADE DE ÁGUA BASEADO EM INDICADORES DE

QUALIDADE ESTÉTICA

O critério de qualidade estética de estuários baseia-se na freqüência com que

são visíveis quaisquer substâncias causadoras de aspecto desagradável. Na tabela

13 estão indicadas as qualidades das águas.


38

Tabela 13. Classes de qualidade com base nos indicadores da qualidade

estética.

Indicadores Boa

I

Aceitável

II

Má

III

Óleos minerais

<90% das observações

com <0,3 mg/l de óleos

extractáveis

>95% das observações

não detectam visual-

mente filme óleoso

>0,5% das

observações detec-

tam visualmente

filme oleoso

Espuma

agentes

tensoativos

<90% das observações

com <0,3 mg/l de (lauril

sulfato) de agentes

tensoativos.

>95% das observações

não detectam visual-

mente espumas persis-

tentes

>0,5% das obser-

vações detectam

visualmente espu-

umas persistentes

Alcatrões

< 5% das observações

detectam a presença

visual

Fonte: SILVA (2000).

4.2.3.3.CRITÉRIO DE QUALIDADE DE ÁGUA BASEADO EM INDICADORES DE

POLUIÇÃO ORGÂNICA E BACTERIOLÓGICA

Na tabela 14 apresenta-se uma classificação baseada em critérios sanitários

cuja concentração dos indicadores da presença de patogênicos e a seleção dos

mesmos não é isenta de controvérsia já que as concentrações selecionadas não têm

como suporte estudos estatísticos ou epidemiológicos.


39

Tabela 14. Classes de qualidades com base nos indicadores de poluição orgânica e bacteriológica.

Boa

I

Aceitável

II

Má

III

Coliforme Totais

(NMP/100 ml)

<5000 em 80%

das amostras

< 10000 em 95%

das amostras

>1000 em 5%

das amostras

Coliformes fecais

<100 em 80% das

amostras

< 2000 em 95%

das amostras

>2000 em 5% das

amostras


4.2.3.4.CRITÉRIO DE QUALIDADE DE ÁGUA BASEADO NO ESTADO TRÓFICO

Na tabela 15 apresenta-se uma proposta de classificação baseada em 3

parâmetros (UN-ESC, 1992; CARDOSO,1993). Nos aspectos relacionados com o estado

trófico, a ligação com as características morfodinâmicas e com os valores dos

parâmetros temporais de cada estuário reveste-se de interesse particular para revelar

o significado dos valores das concentrações de Nitrogênio, fósforo e de clorofila

presentes.

Tabela 15. Classes de qualidade com base no estado trófico.

Parâmetros Oligotróficas-I

Mesotróficas-II

Eutróficas- III

N-Total

(µµµµg N / l)

<160

(valor médio anual)

160-800


>800

( valor médio anual)

P-Total

(µµµµg N / l)

<50


50-125


>125


Clorofila

(mg/l)

<2,5

( médias anuais)

<2,5

( médias anuais)

<2,5

( médias anuais)


4.3.ÍNDICES DE USO ESPECÍFICO- AMBIENTES LÓTICOS


40

Os diversos usos que a água pode ter são um dos fatores mais significativos no

desenvolvimento de IQA’s. Portanto, alguns índices foram desenvolvidos para usos

específicos, pois o nível de qualidade da água requerido varia consideravelmente em

função do uso previsto: altos valores de um determinado parâmetro podem ser

indispensáveis para um determinado uso e ter somente uma importância marginal

para outro. Cinco índices são citados nesta categoria: O’Connor, Deininger, Walski,

Stoner e Nemerow.

4.3.1.ÍNDICE DE O’CONNOR

O’CONNOR (apud OTT, 1978) desenvolveu em 1972 dois IQA’s de uso

específico, e comparou a performance destes com a do índice geral IQA-NS,

objetivando obter respostas sobre a real necessidade de desenvolvimento de IQA’s

para cada uso da água e qual o nível de falhas de um índice geral quando aplicado

para um uso de água específico.

Os dois índices de O’Connor, um considerando a sustentação da vida selvagem

e peixes (FAWL) e outro para abastecimento público (PWS) após o tratamento

necessário, foram desenvolvidos de forma similar ao índice IQA-NSF, utilizando o

método DELPHI de pesquisa de opinião. A aplicação do método DELPHI foi mais

interativa pois consistiu em entrevistas diretas do pesquisador com oito especialistas

em qualidade de água, distribuídos em várias partes dos Estados Unidos.

O processo final resultou na seleção de 9 parâmetros para o índice FAWL e 13

para o PWS, com os respectivos pesos atribuídos. Os índices de O’Connor são

calculados utilizando uma forma de agregação aditiva ponderada dos subíndices. Como

resultado final de seu estudo O’Connor aplicou os seus dois índices e o índice IQA-NSF

para cinco séries de dados e comparou os resultados. Constatou que cada um dos

índices de uso específico mantinha uma melhor correlação com o índice de uso geral

do que entre si, mostrando, desta forma, a importância de considerar o conceito do

uso da água no desenvolvimento de um índice.

O’Connor concluiu que a alta correlação de ambos os índices de uso especifico

com o IQA-NSF, sugeria a possibilidade do índice de uso geral ser descrito como uma

combinação linear dos índices FAWL e PWS. Ou seja, um índice de uso geral como o


41

IQA-NSF poderia ser considerado como uma média ponderada de diversos índices de

uso específico (tabela 16 e equação 22).

Tabela 16. Sub índices de qualidade de O'connor.

Parâmetros Peso

OD 0,206

PH 0,142

Nitratos 0,074

Fosfatos 0,064

Temperatura 0,158

Turbidez 0,088

SÓLIDOS DISSOLVIDOS 0,074

Fenóis 0,099

Amônia 0,084

Fonte: OTT (1978).

9

I O'connor = δδδδΣΣΣΣ Wili (equação 22)

i=1

δ =0 se alguma substância tóxica ultrapassa os limites recomendados pela legislação local;

δ =1 caso contrário.

4.3.2.ÍNDICE DE DEININGER E LANDWEHR

DEININGER (apud OTT, 1978) propôs um índice de uso específico para

abastecimento público. Desenvolvido com a utilização de dados de pesquisa de

opinião, através de questionário enviado para 12 dos 142 especialistas participantes da

pesquisa de opinião feita para elaboração do índice IQA-NSF.

De um modo geral, a metodologia utilizada foi bastante similar a utilizada por

BROWN et al. (1970) no desenvolvimento do IQA-NSF. Para selecionar os parâmetros,

usou-se o seguinte critério: se 75% dos especialistas votassem pela inclusão, o

parâmetro seria incluído na formulação do índice. No total 14 parâmetros satisfizeram

este critério, recebendo notas de 0 a 100 sendo 7 variáveis comuns as do IQA-NSF

(OD, Coliformes Fecais, pH, DBO5, Nitratos, Temperatura e Turbidez) e calculados

considerando duas funções de agregação: aditiva e geométrica (equação 23).


42

Foram comparados os resultados obtidos, nos índices desenvolvidos utilizando

o índice IQA-NSF e verificou-se que, apesar de conceitos diferentes quanto a forma dos

índices, os valores resultantes mostraram-se bastante semelhantes. Concluíram,

então, que o desenvolvimento de índices de uso específico não parecia orientar de

forma diferenciada sobre a qualidade da água do que já faziam os índices de uso geral.

DEININGER propôs um procedimento especial para pesticidas e metais pesados,

zerando o índice quando qualquer um deles ultrapassar os limites de segurança

recomendados.

11 1/11

I Deninger Landwers = ΠΠΠΠ Wili (equação 23)

i=1

4.3.3.ÍNDICE DE WALSKI E PARKER

WALSKI e PARKER publicaram em 1974 um índice de uso específico (apud OTT,

1978), para determinação da qualidade da água para uso recreacional. Pois achavam

que a maioria das pessoas estava apta a julgar a qualidade da água para este uso.

Foram selecionados 12 parâmetros com base na avaliação dos investigadores

de 65 parâmetros mensuráveis. Tentou-se reduzir ao máximo a quantidade de

parâmetros e fez-se determinação rápida, comunicando ao público a qualidade da água

em tempo real. Os 12 parâmetros selecionados foram divididos em 4 categorias

(1) Aquelas que afetam a vida aquática (OD, pH, temperatura, etc.);

(2) Aquelas que afetam a saúde (Coliformes Fecais, etc.);

(3) Aquelas que afetam o tato e odor (número de odor);

(4) Aquelas que afetam a aparência da água (turbidez, graxas e óleos).

Os subíndices são determinados por funções explicitas não linear e segmentos

não lineares. Considerou-se como temperatura de equilíbrio 20 ºC, valor obtido

conforme a resolução da American Freshwater Fish, onde os valores das variáveis

poluentes são indicados: I=0,01 (intolerável), I=0,1 (pobre), I=0,9 (boa), I=1

(qualidade de água perfeita). Walski e Parker escolheram a média geométrica como

mais precisa, rejeitando a média aritmética.


43

Os subíndices são determinados por funções não lineares explícitas e não

lineares segmentadas. Com exceção dos parâmetros unimodais, pH e temperatura,

todos os outros são representados por funções exponenciais negativas. O pH e

temperatura são representados por funções parabólicas.

Foram calculados dois subíndices: um para temperatura atual e outro para

temperatura de equilíbrio. A equação 24 foi utilizada para os cálculos.

12 1/12

I Walski and Parker = ΠΠΠΠ Wili (equação 24)

i=1

4.3.4.ÍNDICE DE STONER

Segundo OTT (1978), o índice de Stoner é interessante, pois mostra que a

complexidade de um índice aumenta quando é utilizado para refletir diferentes usos da

água.

Por este índice ter aplicação para dois (2) usos da água, ele deve ser adaptado em relação a dois tipos diferentes gerais de variáveis cujos limites encontram-se na Figura 04:

Tipo I = variáveis normalmente consideradas tóxicas;

Tipo II = variáveis que afetam a saúde ou características estéticas da água.

As variáveis Tipo I assumem valor 0 (zero) se não ultrapassarem os limites

recomendados e assumem valor -100 caso contrário, estando esses valores

obedecendo aos publicados pela Academia de Ciência Nacional dos EUA.

+100

+50

1 2 3 4 Limite recomendado

0

-50

Variável poluente


44

-100

Figura 04- Limites recomendados por Stoner.

As variáveis tipo II são representadas por expressões matemáticas explícitas.

Este índice segue uma escala decrescente de 0 a 100, onde I =100 representa a

melhor qualidade possível, tendo sido utilizado no Texas e Florida (EUA).

Stoner (apud, OTT 1978) propôs um índice de uso específico que poderia

acomodar dois usos da água, abastecimento público e irrigação, alterando apenas as

equações dos subíndices e variando os pesos atribuídos a cada parâmetro.

Apesar de Stoner ter aplicado o índice para dois usos específicos, ele

considerava que poderia ser adaptado a outros. Os parâmetros utilizados foram

divididos em dois grupos: tipo 1 – aqueles normalmente considerados tóxicos e tipo 2

– aqueles que afetam a saúde e as características estéticas. Para a versão de

abastecimento público foram utilizados 26 parâmetros tipo 1 e 13 tipo 2, e para a

versão de irrigação 5 parâmetros tipo 1 e 16 tipo 2.

Os subíndices para os parâmetros tipo 2 são representados por funções

matemáticas lineares, parabólicas ou a combinação das duas. Todas as equações

foram baseadas nos limites recomendados para qualidade de água (Tabela17 e

equação 25).

A agregação final dos subíndices resulta de uma combinação linear em pesos

para os parâmetros tipo 1 e ponderada para os de tipo 2.

Tabela 17 -Equações e Pesos de qualidade por Stoner para abastecimento

público.

Parâmetros EQUAÇÃO Pesos

Amônia Nitrogenada

(mg/l)

I = 100-200X 0,134

Nitrito

Nitrogenado(mg/l)

I = 100-100X2 0,134

Coliformes fecais I = 100-0,000025 X2 0,134


45

(nmp/100ml)

pH (unidades) I = -1125 + 350 X - 25 X2 0,089

Fluoretos (mg/l) I = 98,8+ 24,7X-123X2 0,089

Cloretos (mg/l) I = 100-0,4X 0,067

Sulfatos (mg/l) I = 100-0,4X 0,067

Fenóis (µµµµg/l) I = 100-100X 0,053

ABS I = 100-200X 0,053

Cobre (mg/l) I = 100-100X2 0,045

Aço (mg/l) I = 100-333X 0,045

Zinco(mg/l) I = 100-20X 0,045

Cor (unidades) I = 100-0,0178X 0,045

Fonte: OTT (1978).

n m

I = ΣΣΣΣ Ti ΣΣΣΣWi Ij (equação 25)

i=1 j=1

4.3.5.ÍNDICE DE NEMEROW E SUMITOMO

Nemerow e Sumitomo (apud OTT, 1978) propuseram um índice de qualidade,

composto por três índices de uso específico, assim denominados: uso para contato

humano direto: beber e nadar; uso para contato indireto: pesca, agricultura e

processamento de alimento; uso para contato remoto: navegação, refrigeração

industrial e algumas atividades de recreação.

Cada índice de uso específico inclui parâmetros representados por funções de

subíndice lineares ou lineares segmentadas.

Para que o índice não apresente um valor que não reflita a realidade, os

subíndices foram agregados de uma única maneira. Para cada índice de uso específico,

o maior subíndice é combinado com a média aritmética dos n, subíndices. Com esta

aproximação, cada subíndice de uso específico reflete tanto uma medida extrema

como uma média dos subíndices.


46

Foi recomendada pelos pesquisadores a utilização de 14 parâmetros: OD,

Coliforme fecal, pH, Nitrogênio Total, Alcalinidade, Temperatura, Turbidez, Sólidos

Dissolvidos, Sólidos em Suspensão, Cor, Dureza, Cloretos, Sulfatos e Metais (Ferro e

Manganês).

O índice de qualidade geral proposto é obtido através do somatório ponderado

dos três índices de uso especifico. Este índice foi aplicado em vários pontos do estado

de Nova York, calculando tanto os 3 índices de uso específico quanto o índice de

qualidade geral. Segundo OTT (1978), Índices de uso específico como este mostram

uma incrível tendência de tornarem-se complexos quando se quer mostrar mais

realismo.


47

4.3.6.ÍNDICES DE PLANEJAMENTO

Os índices de “planejamento” foram propostos especificamente para serem

usados pelos tomadores de decisão. Ao contrário dos índices de uso geral e índices de

uso especifico, descritos anteriormente, foram concebidos para auxiliar o usuário a

tomar decisões específicas ou a resolver problemas específicos, eles não representam

a qualidade do ambiente aquático ou suas condições correlatas.

Os índices de planejamento normalmente incorporam variáveis diferentes das

que são rotineiramente medidas pelos programas de monitoramento da qualidade da

água. Vários índices de planejamento foram propostos, dos quais 3 serão citados neste

trabalho: Mitre,Inhaber e Zoeteman.

4.3.6.1.ÍNDICES MITRE (PDI, NPPI E PAI)

A MITRE Corporation e a EPA - Evironmental Protection Agency desenvolveram

conjuntamente três índices com dois propósitos principais: indicar as áreas onde ações

preventivas ou corretivas são prioritariamente necessárias e promover subsídios para o

monitoramento das mudanças de qualidade da água ao longo do tempo, avaliando

especialmente as ações de controle.

O primeiro índice, PDI – Prevalence Duration Intensity Index, indica o status da

qualidade da água em uma determinada área, considerando prevalência, duração e

intensidade da poluição.

O valor do índice PDI para uma área de planejamento é representado pelo

produto das medidas de prevalência, duração e intensidade, dividido pela extensão do

rio na área em estudo.

O segundo índice, NPPI – National Planning Priority Index, foi desenvolvido com

o intuito de auxiliar o governo a estabelecer prioridades para aplicação de recursos. Os

parâmetros selecionados para o cálculo do NPPI foram: população da área; população

da área a jusante, afetada indiretamente pela poluição; investimentos; condições


48

técnicas e econômicas de controle da poluição; nível de planejamento requerido;

diferença entre o nível de planejamento requerido e o existente; índice PDI; custo de

planejamento per capita.

O terceiro índice, PAI – Priority Action Index, teve sua necessidade reconhecida

tanto pela EPA quanto pelo CEQ, para estabelecer um critério quantitativo e guiar

esforços nacionais para reduzir a poluição das águas, estabelecendo prioridades de

ação.

É o mais simples dos três índices, com formulação semelhante ao NPPI e inclui

quatro dos parâmetros selecionados pelo NPPI: população da área; população da área

a jusante, afetada indiretamente pela poluição; condições técnicas e econômicas de

controle da poluição; índice PDI.

Como podem ser observados, alguns dados utilizados para elaboração destes

índices baseiam-se mais em estimativas feitas por técnicos especializados do que em

medidas físicas, químicas ou econômicas.

4.3.6.2.ÍNDICE DE INHABER

Segundo OTT (1978), em 1974 foi sugerido por Herbert Inhaber um índice de

Qualidade Ambiental (EQI) para o Canadá, que incluía três índices: qualidade do ar,

qualidade da água e qualidade do solo.

O índice de qualidade da água combina dois subíndices: qualidade da água no

ambiente e fontes de poluição. O de qualidade da água no ambiente é composto por

sua vez por três subíndices: o 1_ indica a presença de metais e dureza, o 2_

determina turbidez e o 3_ indica o peso e a presença de mercúrio nos peixes

capturados comercialmente. O subíndice das fontes de poluição combina cinco tipos:

esgotos municipais, refinarias de petróleo, processamento de peixe e indústrias de

papel.

4.3.6.3.ÍNDICE DE ZOETEMAN

Segundo OTT (1978), o índice de planejamento desenvolvido por Zoeteman na

Alemanha em 1973, denominado Pollution Potencial Index (PPI), não é baseado em


49

parâmetros de qualidade de água e sim, em fatores indiretos, assumidos como sendo

responsáveis pela poluição.

O PPI foi aplicado por Zoeteman em mais de 160 rios em diversos países.

Correlacionando a área de drenagem com a vazão ele classificou os rios em três grupos

em termos do potencial de poluição: levemente poluído, moderadamente poluído e

fortemente poluído. Zoeteman considerava o índice como uma ferramenta para prever

problemas futuros de poluição das águas. Porém, OTT (1978) considera que o PPI é

muito aproximado e não leva em consideração, por exemplo, o impacto das ações para

redução dos níveis de poluição.

5. ÍNDICES BIOLÓGICOS

5.1. GENERALIDADES

O processo de eutrofização pode ser estimado tanto por uso de indicadores

químicos como através de indicadores biológicos. As análises químicas, apesar de

serem mais precisas, apresentam um custo mais elevado. O uso de organismos

indicadores pode ser considerado como uma alternativa em contraposição ao uso de

monitoramento físico-químico, com a intenção de identificar a integridade das

populações envolvidas.

A sensibilidade de organismos aquáticos especialmente algas e macro

invertebrados têm sido usados para avaliação de eutrofização (WHITTON &

KELLY,1995; WHITTON, et al., 1991).Uma revisão sobre índices biológicos de trofia foi

publicada por VON SPERLING (1994).

Segundo a USEPA (1991), biocritérios são respostas que integram efeitos de

múltiplos poluentes ou elementos alteradores do equilíbrio das populações.

A aplicação de índices biológicos como ferramenta de monitoramento já é usada

a algum tempo. Dependendo da base teórica, índices de diversidade, bióticos e

similares têm sido desenvolvidos (BARBOUR et al., 1995).


50

Estudos anteriores mostraram que a aplicação de índices ecológicos depende de

parâmetros geográficos (especialmente latitude) e a escolha do organismo indicador

(WHITTON & KELLY, 1995).

DANILOV & EKELUND (1990) estudaram o emprego de 07 índices de

diversidade e um de similaridade de acordo com a classificação de WASHINGTON

(1984), em lagos de diferentes estados tróficos.

Mesmo assim o uso de indicadores biológicos tende a ser valorizado, mas seu

uso requer que se tenha estrutura da população como um todo. Seu uso requer que se

tenham condições de descrever a biota envolvida, bem como detectar e interpretar

diferenças entre o que se espera que exista ou ocorra e o que é observado.

Alguns problemas devem ser equacionados:

seleção dos pontos de amostragens - a distribuição dos organismos aquáticos

pode apresentar variabilidade espacial importante e os melhores resultados são

obtidos através da descrição estatística dos dados;

seleção de indicadores - a seleção das métricas e dos indicadores mais

significativos para determinar as alterações deve ser feita criteriosamente;

identificação dos padrões referenciais - a escolha desta referência envolve

problemas ainda controvertidos pois mesmo que esta possa ser determinada, ela

possui padrões biológicos próprios e diversos de outros locais. Para minimizar estes

problemas, a adoção de regiões ecologicamente semelhantes procura delimitar áreas

onde a variabilidade das condições se situe dentro de uma faixa de variação esperada,

servindo como referência o melhor resultado observado dentro da ecorregião.

KARYDIS & TSIRTISIS (1999) estudaram a eficiência de 12 índices ecológicos

que expressavam a diversidade das espécies, abundância, biomassa, etc, para avaliar

os níveis tróficos do meio ambiente marinho.


51

Sete índices de diversidade foram selecionados para este estudo. São eles:

Hulbert, Margalef, Menhinick, Shannon, Simpson, McNaughton e número de espécies.

Apenas um índice de similaridade foi usado.

5.2. NÚMERO DE ESPÉCIES (S)

É uma simples contagem do número de espécies em uma amostra.

5.3. NÚMERO TOTAL DE INDIVÍDUOS (N)

N é o número de indivíduos em uma comunidade. Este número deve ser maior

no sítio de referência e menor no sítio impactado É uma medida robusta da diversidade

das espécies. No trabalho de KARYDIS & TSIRTISIS (1996) foi medida a biomassa

planctônica, ou seja, o número de células planctônicas pôr litro (número de células/l).

5.4. ÍNDICE DE MARGALEF (D) (1981)

D é uma medida da quantidade de espécies e é baseado na relação linear

presumida entre o número de espécies e o logarítimo do número de indivíduos. É

dado pela equação 26.

S -1

D = (equação 26)

ln N

onde :

N = número total de indivíduos coletados;

S = número de espécies.

5.5. ÍNDICE DE MENHINICK (DMn) (1946)


52

É historicamente conhecido como índice que expressa

espécies. Este índice foi proposto porque mostrou menor variação

de amostra quando comparado com o índice de Margalef e menos

valores conflitantes para diferentes amostras (equação 27).

S

DMn = (equação 27)

N

5.6.DÉFICIT DE ESPÉCIES DE KOTHE (WASHINGTON,1984)

Este índice expressa o déficit de espécie entre a área de descarga e o ponto de referência da amostragem (site de controle) (equação 28):

Ac - Ax

DK= X 100 (equação 28)

Ac

onde Ac é o número de espécies no site do controle e Ax é o número de espécies no

site sob investigação.

5.7. ÍNDICE DE ODUM (BETCHEL & COPELAND,1970)

O índice de Odum foi proposto para contar o número de indivíduos. Assume que o número de espécies /1000 é reduzido por águas poluídas (equação 29).

Sx Do = (equação 29) 1000N

Onde Do’ é o número de espécies por mil indivíduos, N = número total de indivíduos

coletados e S, número de espécies.

5.8. ÍNDICE DE HURLBERT (1971)

Avalia a estabilidade das espécies segundo a equação 30.


53

N S PIE = ------ . 1- Σ pi

2 (equação 30) N –1 i=1

Em que N é o número total de de indivíduos de uma população ou comunidade, S é o

número de espécies e pi é fração de amostras de indivíduos pertencentes à espécie i.

5.9. ÍNDICE DE DOMINÂNCIA DE MCNAUGHTON (I) (1977)

Expressa a percentagem de dominância de duas ou mais espécies na amostra

(equação 31).

n1 + n2 I = X 100 (equação 31) N

onde n1 e n2 são números individuais de duas ou mais espécies dominantes na amostra

e N é o número total de indivíduos na amostra.

5.10. ÍNDICE DE SIMPSON (Ds ) (1949)

É baseado em grupos probabilísticos, expressando a probabilidade que duas amostras individuais, escolhidas ao acaso e de comunidades independentes podem ser da mesma espécie (equação 32).

Σ ni X (ni –1) i=1 Ds = (equação 32) n X (n –1) onde ni é o número de indivíduos da i-ésima espécie na amostra e n , o número total

dos indivíduos na amostra.

5.11. ÍNDICE DE DIVERSIDADE SHANNON ( H’ ) (1949)

É o índice mais popular entre os ecologistas. É baseado nas informações

teóricas e é uma medida do grau médio de incerteza na predição de quais espécies

numa escolha individual e ao acaso pertencem a uma coleção de espécies S e de

indivíduos N (equação 33).

s

H’ = Σ ni X ni/n X ln ni/n (equação 33) I=1


54

Onde ni é o número de indivíduos da i-ésima espécie na amostra e n, o total de

indivíduos na amostra.

5.12. ENSAIOS BIOLÓGICOS NA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA

5.12.1. MODALIDADES DE BIOENSAIOS

Terra et al. (2001) destacam que há três modalidades de bioensaios que podem ser realizados com organismos para avaliação da qualidade da água. Essas três modalidades diferem entre si quanto ao período de exposição e quanto ao sistema de renovação do meio.

Com relação ao tempo de exposição, os bioensaios podem ser classificados

como agudos, semi-crônicos e crônicos. Os testes agudos são realizados em curto

espaço de tempo, preferencialmente com indivíduos jovens, e avaliam os efeitos

visualmente detectáveis em até 96 horas. Nesses ensaios são avaliadas a

sobrevivência e as alterações de comportamento, como letargia, alteração nos

movimentos e morte.

Os testes semi-crônicos são realizados de maneira a aproximar-se das

condições naturais do ambiente. Esses ensaios são realizados com organismos muito

jovens, até pelo menos o primeiro período reprodutivo, atingindo assim dois dos

estágios mais sensíveis do desenvolvimento que são a fase inicial da vida e a fase

reprodutiva. Com relação aos ensaios da modalidade aguda, esses ensaios necessitam

de um período superior de tempo, mas, no entanto, os resultados obtidos retratam de

maneira mais fiel as condições de manutenção ambiental. Nessa modalidade são

avaliadas além das alterações de comportamento, a curva de crescimento,

sobrevivência, fertilidade e fecundidade.

Os testes crônicos indicam de forma mais direta os níveis apropriados para

sobrevivência equilibrada dos seres vivos, reduzindo a necessidade da utilização de

fatores de conversão para definir valores de segurança suportáveis pelo ecossistema.

Os testes crônicos são realizados em um ciclo ontogênico completo e são pouco

utilizados em razão da grande demanda d tempo para geração de dados conclusivos,

principalmente em espécies mais desenvolvidas filogênicamente. Os testes crônicos

incluem um ou mais ciclos de vida, com ênfase nas fases mais sensíveis do

desenvolvimento como nascimento, fase reprodutiva, senilidade.


55

Com relação ao tempo de exposição, os ensaios mais realizados atualmente são

os da categoria semi- crônico. Os testes agudos são muito utilizados como ensaios-

piloto com a finalidade de definir faixas de diluição para realização de ensaios na

modalidade semi- crônico.

Considerando o fluxo de água, nos testes estáticos, o meio inicial permanece

durante toda a exposição. Esta modalidade é utilizada normalmente em ensaios

agudos onde o pequeno período de exposição do organismo não causa alterações

significativas no meio.

Nos ensaios semi- estáticos o meio é renovado em períodos regulares,

normalmente em dias alternados. Essa modalidade é utilizada em ensaios semi-

crônicos e crônicos e é a mais utilizada. A substituição do meio, ou sua renovação,

garante a manutenção das condições inicias durante o ensaio.

O meio é renovado continuamente nos testes de fluxo contínuo. Essa modalidade é a menos utilizada em razão de requerer uma infra- estrutura

sofisticada e dispendiosa com relação às demais.

5.12.2. DEFINIÇÃO DOS ORGANISMOS

Terra et al. (2001) destacam que devido à multiplicidade de fatores existentes

para a avaliação das condições de saúde de um ecossistema, indica-se o estudo de

pelo menos três níveis tróficos. Normalmente são utilizados um nível de

decompositores (bactérias), produtores primários (algas) e produtores secundários,

também denominados consumidores primários (animais que se alimentam de

vegetais).

Dentre os organismos mais utilizados para realização de bioensaios, Terra et al.

(2001) destacam os seguintes: Daphnia magna, Pimephales promelas, Ceriodapnhia

dúbia, Hyalella azteca, Moina macrocopa.

O microcrustáceo Daphnia magna é um cladócero de águas continentais

amplamente utilizado em testes de toxicidade, sendo indicados para esse fim por

serem de fácil cultivo e fornecerem repostas importantes para avaliação da qualidade


56

ambiental. Esse organismo é bastante utilizado no Brasil, embora não seja uma

espécie nativa.

Pequenos cladóceros apresentam rápido crescimento durante o ciclo

ontogênico, facilitando a obtenção de respostas em curto intervalo de tempo, mesmo

em ambientes causadores de estresse. Além disso, verifica- se que esses organismos

possuem mecanismos de proteção da espécie, fornecendo mais uma informação sobre

a ação do ambiente sobre os organismos em teste.

6. ÍNDICES RECENTEMENTE DESENVOLVIDOS

6.1. ÍNDICE GERAL DE QUALIDADE DA ÁGUA, IGQA (FACINCANI et al., 2000)

Este índice proposto pela SABESP (Companhia de Saneamento Básico do Estado de

São Paulo) é calculado mensalmente, através da reunião dos dados medidos em

amostras da rede de distribuição, cujos parâmetros são reunidos em três diferentes

grupos separados por características de semelhança:

Grupo 1: Parâmetro bacteriológico (coliformes totais);

Grupo 2: Parâmetros orgânicos ou inorgânicos que podem afetar a saúde da

população (cádmio, chumbo, cloro residual livre, cromo total, flúor e

trihalometanos);

Grupo 3: Parâmetros que podem interferir na qualidade organoléptica da água

(alumínio, cor aparente, ferro total, pH e turbidez).

O IGQA é obtido através de correlações matemáticas dadas ao conjunto de doze

parâmetros analíticos pertencentes aos três grupos (tabela 18), cujo resultado

numérico é transformado em significado descritivo ou qualitativo, variando de

impróprio à excelente.

6.1.1.CRITÉRIOS PARA A DETERMINAÇÃO DO ÍNDICE

Alguns critérios foram estabelecidos para determinação dos índices do IGQA:


57

Para cada parâmetro de cada amostra é calculado um valor C que indica o grau de

aderência aos limites estipulados, apresentando assim, uma relação entre o valor

obtido do parâmetro e seu respectivo limite padrão. Deste modo, um valor isolado de

C menor ou igual a 1, significa que o respectivo parâmetro atende ao padrão, e da

mesma forma, quanto maior o valor de C, maior o seu afastamento do padrão limite;

Para cada parâmetro, calcula-se o valor Cmed, igual a média aritmética dos valores

de C no mês. Esta média refletirá tanto o grau dos afastamentos quanto à freqüência

de ocorrência dos mesmos, não se distinguindo entre ambos. Assim, determinado

valor de Cmed pode resultar de um único afastamento maior ou de vários

afastamentos menores. De qualquer modo, quanto maior o valor de Cmed, pior será a

qualidade da água;

Para o Grupo 1, em que há um único parâmetro, o valor de Cmed é empregado para

calcular o valor de I1. Caso todas as amostras de coliformes totais sejam iguais a 0

(zero), o subíndice I1 será igual a 1, e para Cmed <= 0,15, o sub-índice I1 será 0,95.

A partir de então, o índice será calculado segundo uma equação exponencial

decrescente;

Para os demais grupos, calcula-se a média aritmética dos valores de Cmed,

utilizando-se o valor resultante para o cálculo dos respectivos índices (I2 e I3), que

também variam regidos por exponenciais decrescentes. Este cálculo não precisará ser

feito nas seguintes situações:

Se não houver nenhum valor de C no respectivo grupo maior que 0,5, o índice do

grupo será igual a 1;

Se não houver nenhum valor de C no respectivo grupo maior que 1,0, o

indice do grupo será igual a 0,95;

Caso contrário, recorre-se a respectiva exponencial decrescente.

Tabela 18 -Equações utilizadas para o cálculo dos valores de C para o ICQA.

Grupo 1

Parâmetro Equação

Coliformes Totais C = NMP de coliformes/1

Grupo 2


58

Parâmetros Equações

Cádmio C = concentração de Cd (mg/L) / 0,005

Chumbo C = concentração de Pb (mg/L) / 0,05

Cromo C = concentração de Cr (mg/L) /0,05

THM C = concentração de THM (ug/L) /100

Cloro Residual Livre

C = 35, se concentração de Cl = 0 mg/L

C = 4,2 x (0,9 – concentração de Cl), se Cl < 0,2 mg/L

C = mod. (0,9 – concentração de Cl), se Cl > 0,2 mg/L

Flúor C = 5 x mod. (0,8 – concentração F (mg/L)

Grupo 3

Parâmetros Equações

Alumínio C = concentração de Al (mg/L)/0,20

Ferro Total C = concentração de Fe (mg/L)/0,30

Cor C = Cor (UC)/ 5 se Cor < 5

C = Cor (UC)/2 se Cor >5

PH C = mod (7,5 – pH) se 6,0 < pH < 10,0

C = 2 x mod (7,5 – pH) se 10,0 > pH < 6,0

Turbidez C = Turbidez (UT)/1 se Turb < = 5

C = 2 x Turbidez (UT) se Turb. >5

Fonte: FACINCANI et al. (2000).

O Cálculo dos índices dos grupos encontram-se na tabela 19.

Tabela 19- Cálculo dos Índices dos grupos.

Condições para

Cálculo

Equação Considerações

Grupo 1 Se C med. > 0,15 I1 = e-1,5 (C med.) -

Grupo 2 Se pelo menos um

valor de C > 1,0

I2 = e-1,0 (C2

) C2 = média dos valores

de Cmed do Grupo 2

Grupo 3 Se pelo menos um

valor de C > 1,0

I3 = e-0,5 (C 3

) C3 = média dos valores

de Cmed do Grupo 3


A partir dos valores obtidos para os três sub-índices, calcula-se o valor de

IGQA, o qual corresponderá à média geométrica dos mesmos, convertida para uma

escala de 0 a 100 (equação 34).


59

6.1.2.CÁLCULO DO IGQA

IGQA = (I 1 X I2 X I3) 1/3 X 1OO (equação 34)

Classifica-se a água em função do valor do IGQA de acordo com as seguintes

faixas indicadas na tabela 20.

Tabela 20 - Classificação da qualidade da água.

IGQA Classificação

100 Excelente

De 95 à 99 Ótima

De 85 à 94 Boa

De 70 à 84 Aceitável

De 50 à 69 Insatisfatória

De 0 à 49 Imprópria


6.1.3.INTERPRETAÇÃO DA CLASSIFICAÇÃO

Uma água Excelente apresenta uma qualidade superior àquela definida pelos

padrões;

Uma água Ótima apresenta todas as amostras de todos os parâmetros dentro

dos limites exigidos;

Uma água Boa pode apresentar um ou outro parâmetro fora dos limites, porém

em amostras isoladas e com pequeno afastamento;

Uma água Aceitável apresenta afastamentos um pouco maiores ou mais

freqüentes, embora seja uma água que pode ser consumida sem problemas,

embora deva ser objeto de uma busca por melhoria;


60

Uma água Insatisfatória deve ser vista com reservas, pois apresenta

desconformidades mais significativas, necessitando uma atuação firme em termos

de controle de qualidade;

Uma água Imprópria representa riscos para o consumidor, devendo-se agir

imediatamente para que tal situação não persista.

6.1.4.APRESENTAÇÃO DOS RESULTADOS DOS CÁLCULOS

Os cálculos são apresentados da seguinte forma:

Para cada parâmetro é determinado o valor C para cada amostra, se o número

de amostras realizadas atende às exigências ou seja número de amostras com C

até 0,5, número de amostras com C até 1,0 e o valor de Cmed;

Para os subgrupos 2 e 3 são determinados os valores de Cmed2 e Cmed3 (média

dos valores de Cmédio dos parâmetros de cada grupo);

Para cada grupo são apresentados os valores dos seus respectivos subíndices,

ou seja, I1, I2 e I3;

Se algum dos subíndices dos grupos não puder ser calculado por ausência

completa de dados no respectivo grupo, no lugar do valor do IGQA aparecerá a

mensagem INDETERMINADO.

6.2. ÍNDICE DE QUALIDADE DA ÁGUA DISTRIBUÍDA (QUALIDADE DA ÁGUA

DISTRIBUÍDA À POPULAÇÃO DO DF) –IQAD (BERNARDES et al.,2000)

O IQAD desenvolvido pela CAESB (Companhia de águas e esgotos do Distrito

Federal) permite que se identifique, de maneira sistemática, pontos com qualidade de

água passível de melhoria, possibilitando ação corretiva.

No que diz respeito à transparência, o IQAD traduzirá para o usuário

informações sobre a qualidade da água distribuída, informações essas que, de maneira

isolada, são de difícil compreensão para o leigo.


61

A estratégia para elaboração do IQAD passou pela atividade de definição dos

principais parâmetros a serem monitorados, bem como a influência relativa desses

parâmetros na qualidade da água distribuída.

Na primeira etapa do desenvolvimento metodológico, reuniões com os técnicos

da CAESB ligados ao sistema de água resultaram em diretrizes básicas para a criação

do IQAD, quais sejam:

que o desenvolvimento do IQAD fosse feito tendo como cenário o estipulado na

Portaria 036/90, do Ministério da Saúde;

que o conjunto dos parâmetros considerados fosse aqueles rotineiramente

utilizados pela CAESB no monitoramento da qualidade da água distribuída.

Resultaram dessas diretrizes os seguintes parâmetros básicos:

Cloro residual;

Coliformes totais;

Cor aparente;

Ferro total;

Flúor;

pH;

Turbidez.

O parâmetro Coliforme Fecal foi considerado decisivo. Na ausência desse indicador,

será determinado o IQAD. Caso seja constatada a presença desse indicador, a amostra

será considerada fora dos padrões de potabilidade.

Para converter os valores dos parâmetros em nota, ou índice de qualidade, serão

considerados dois limites, quais sejam: i) nota 0 (zero), quando o valor do parâmetro

estiver fora do especificado pela portaria; ii) nota 100 (cem), quando o valor do

parâmetro for o melhor possível, dentro dos critérios de potabilidade.

O modelo conceitual proposto para o IQAD pretendeu evitar que a baixa nota de

determinado parâmetro fosse amenizada pelas demais. O caso limite é de que se

determinado parâmetro estivesse fora dos padrões de potabilidade, ou seja, tivesse


62

nota 0 (zero) e os demais tivessem notas altas, o IQAD pudesse refletir a condição de

água não potável. Para representar matematicamente essa situação, escolheu-se o

produtório, sensível aos efeitos de baixa qualidade. A expressão matemática escolhida

para o IQAD foi (equação 35), usada pela CETESB:

n

IQAD = IQA-NSF = ΠΠΠΠli Wi (equação 35)

i=1

onde:

• IQAD = índice de qualidade da água distribuída (zero a cem);

• n = número de parâmetros selecionados;

• qi = índice de qualidade do iésimo parâmetro (zero a cem);

• wi = peso relativo do iésimo parâmetro (numero menor que 1).

O peso relativo de cada parâmetro foi ajustado levando em conta que a soma dos

pesos elegidos pelo entrevistado deveria ser igual a 1 (um). O peso final para um

determinado parâmetro foi igual à média dos pesos para esse parâmetro indicados

pelos questionários. Uma avaliação descritiva final do IQAD é proposta na Tabela 21.

Tabela 21. Avaliação do IQAD.

Faixa de IQAD

exemplo COPASA*

Faixa de IQAD

exemplo SANEPAR**

Qualidade

90 a 100 80 a 100 Ótima

70 a 89,99 51 a 79 Boa

35 a 69,99 31 a 50 Aceitável

0 a 34,99 0 a 30 Precária

Fonte: BERNARDES et al. (2000)

*COPASA- Companhia de Saneamento de Minas Gerais. **SANEPAR- Companhia de Saneamento do Paraná.

A Tabela 22 apresenta os valores dos pesos relativos para cada um dos sete parâmetros

utilizados na determinação do IQAD, ajustados a partir das respostas dos questionários.

Tabela 22: Parâmetros e Pesos Relativos.


63

PARÂMETROS PESO RELATIVO DESVIO PADRÃO

Cloro residual 0,208 ±±±± 0,098

Coliformes totais 0,265 ±±±± 0,074

Cor aparente 0,120 ±±±± 0,048

Ferro 0,104 ±±±± 0,029

Flúor 0,092 ±±±± 0,047

PH 0,084 ±±±± 0,044

Turbidez 0,127 ±±±± 0,059

ΣΣΣΣ 1,000

Fonte: BERNARDES et al. (2000). 6.3. ÍNDICES DE QUALIDADE DE ÁGUA UTILIZADOS PELA CETESB (transcrito do

relatório do grupo de estudos da CETESB (2002) para formação de índices e

indicadores de qualidade de água, NÃO PUBLICADO)

A CETESB está propondo alguns índices segundo as peculiaridades do Brasil.

Para seu estudo usou dados de seu monitoramento em 1998.

O IVA (Índice de Preservação da Vida Aquática) foi utilizado considerando o

antigo IPMCA (Índice de Parâmetros Mínimos para Preservação da Vida Aquática),

integrando uma avaliação do enriquecimento das águas por nutrientes, através o

Índice do Estado Trófico Modificado – IET.

Com relação ao abastecimento público a CETESB usou o IAP (Índice de

Qualidade de Água para fim de Abastecimento Público) propondo a ponderação do IQA,

podendo incluir substâncias que afetam a qualidade organoléptica da água, bem como

de substâncias tóxicas, incluindo metais, além de resultados do teste de Ames

(Genotoxicidade) e do Potencial Formador de Trihalometanos (THMPF).

Os índices IVA e IAP devem ser apresentados em separado, já que seus

objetivos são específicos e distintos. O IAP pode ser aplicado para todos os pontos de

captação para abastecimento público da Rede de Monitoramento.O IVA pode ser

aplicado para os pontos de monitoramento enquadrados nas classes especial, 1, 2, 3,

(CONAMA 20/86).

Considerando que o Índice Básico de Qualidade de Água, deve refletir a

qualidade das águas para seus múltiplos usos, o mesmo deve incluir o índice de


64

Balneabilidade, por avaliar as condições da água para fins de recreação de contato

primário.

Assim, o Índice Básico de Qualidade de Água deverá ser composto pelo IVA, IAP

e Índice de Balneabilidade, e a sua apresentação poderá ser de forma gráfica, através

de cores.

É importante observar que, tendo em vista os usos específicos das águas, nem

todos os pontos devem ser avaliados com relação ao IAP e a Balneabilidade.

Segundo a CETESB (2002) estes índices devem ser vistos periodicamente, de

forma dinâmica para se garantir que os mesmos possam acompanhar a evolução

tecnológica neste campo, bem como a criação de mecanismos para dar continuidade

às outras propostas que possam surgir.

O IVA pode periodicamente incluir análises das comunidades (Fitoplâncton,

Perifíton, Zooplâncton, Bentos e Peixes) cujos índices podem complementar a

avaliação feita pelo IVA, conferindo classes de qualidade que indicam o estado dos

ecossistemas avaliados.

O IAP pode receber também a inclusão de análises de Giardia e

Cryptosporidium e de algas devem ser estudadas.

6.3.1. BALNEABILIDADE

Para atender a Política Nacional do Meio Ambiente regulada pela Lei nº 6.938 de 31 de

agosto de 1981, o Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) formulou a

resolução nº 20 de 18 de junho de 1986 e resolução nº 274 de 29/11/2000 considerando

a necessidade de serem criados instrumentos para avaliar a evolução da qualidade da

água em relação a níveis estabelecidos para a balneabilidade, de forma a assegurar as

condições necessárias à recreação de contato primário, a saúde e bem estar humano.


65

Balneabilidade refere-se à condição de utilização das águas para recreação de

contato direto primário e é monitorada através de índices bacteriológicos visando

avaliar sua qualidade, proteger a saúde e assegurar bem estar humano.

6.3.1.1.FATORES QUE INFLUEM NA BALNEABILIDADE

O parâmetro indicador básico para a classificação das praias quanto a sua

balneabilidade em termos sanitários é a densidade de coliformes fecais. Diversos são

os fatores que condicionam a presença de esgotos nas praias:

existência de coleta e disposição dos dejetos domésticos gerados nas

proximidades;

existência de córregos afluindo ao mar;

afluência turística durante os períodos de temporada;

fisiografia da praia;

ocorrência de chuvas;

condições de maré.

Do ponto de vista de saúde pública, os corpos d’água contaminados por esgotos

domésticos podem expor banhistas a bactérias, vírus e protozoários.

Considerando as diversas variáveis intervenientes na balneabilidade das praias

e sua relação com a possibilidade de riscos à saúde dos freqüentadores, é

recomendável tomar precauções no uso de praias consideradas impróprias.

De acordo com a Resolução CONAMA 20/86 as águas avaliadas quanto a

balneabilidade são divididas em 4 categorias :

excelente;

muito boa;


66

satisfatória;

imprópria.

Esta classificação é baseada no critério de avaliação da quantidade de

coliformes fecais por 100ml por categoria (tabela 23) e o órgão ambiental

pernambucano CPRH (Companhia Pernambucana do Meio Ambiente) considerada os

resultados apresentados num conjunto de 5 semanas.

As categorias excelentes, muito boa e satisfatória estão enquadradas no

conceito de “PRÓPRIA”.


67

Tabela 23. Classificação das águas quanto à balneabilidade.

Categoria Porcentagem de

Tempo

Limite de

Coliforme Fecal

(NMP/100ml)

Ocorrência de

percentual de

PRÓPRIA

PRÓPRIA

Excelente

Valor máximo 250 Estação que

permanecer

100% ao longo

do ano

Muito boa

Valor máximo 500 Estação que

permanecer

entre 99 e 81%

ao longo do ano

Satisfatória Valor máximo 1000 Estação que

permanecer

entre 80 e 51%

ao longo do ano

IMPRÓPRIA

Superior ao valor

indicado em mais de

20% das amostras

1000 Estação que

permancer em

tempo igual ou

superior a50%

Fonte: CPRH (2001).

6.3.2. REVISÃO DO ÍNDICE DE PRESERVAÇÃO DA VIDA AQUÁTICA – IVA

Inicialmente o IVA foi composto pelo IPMCA (Índice de Parâmetros Mínimos

para Preservação da Vida Aquática), que deve ser complementado por outros

componentes como indicadores biológicos e índices de eutrofização.

O IVA tem o objetivo de avaliar a qualidade das águas para fins de proteção da

fauna e flora em geral, diferenciado, portanto, de um índice para avaliação da água

para o consumo humano e recreação de contato primário.


68

A proteção das comunidades aquáticas está prevista para corpos d’água

enquadrados nas classes especial, 1, 2 e 3 da Resolução Federal CONAMA 20/86,

sendo portanto pertinente sua aplicação somente para esses ambientes.

O IVA inicialmente proposto pela CETESB leva em consideração a presença e

concentração de contaminantes químicos tóxicos, seu efeito sobre os organismos

aquáticos (toxicidade) e dois dos parâmetros considerados essenciais para a biota (pH

e oxigênio dissolvido).

A avaliação do enriquecimento do meio aquático por nutrientes, notadamente

nitrogênio e fósforo (eutrofização) é realizada através do IETM - Índice do Estado

Trófico de Carlson modificado por TOLEDO (1983).

Desta forma, o IVA, integrado pelo IPMCA e o IETM, torna-se mais abrangente,

pois fornece informações não só sobre a qualidade da água em termos

ecotoxicológicos, como também sobre o seu grau de trofia.

O IVA proposto é uma medida instantânea da contaminação e do grau de trofia

das águas. Os índices de comunidades (fitoplâncton, perifíton, zooplâncton, bentos e

peixes) devem ser apresentados separadamente do IVA, mostrando classes de

qualidade que indicarão o estado do ecossistema avaliado.

6.3.2.1. CÁLCULO DO IVA (ANTIGO IPMCA-ÍNDICE DE PARÂMETROS MÍNIMOS

PARA PRESERVAÇÃO DA VIDA AQUÁTICA)

O índice é composto por dois grupos de parâmetros:

grupo de substâncias tóxicas (cobre, zinco, chumbo, cromo, mercúrio, níquel,

cádmio, surfactantes e fenóis);podendo ser incluídos novos parâmetros que

considerados importantes para qualidade das águas, mesmo regionalmente;

grupo de parâmetros essenciais (oxigênio dissolvido, pH e toxicidade).

Para cada parâmetro no IPMCA são estabelecidos três diferentes níveis de

qualidade, com ponderações numéricas de 1 a 3 (Tabela 24), e que correspondem a

padrões de qualidade de água estabelecidos pela CONAMA nº 20/86, e padrões


69

selecionados das legislações americana (USEPA, 1991) e francesa (CODE PERMANENT:

ENVIRONNEMENT ET NUISANCES, 1986), que estabelecem limites máximos

permissíveis de substâncias químicas na água, para evitar efeitos crônicos e agudos à

biota aquática.

Esses níveis refletem as seguintes condições de qualidade de água:

Nível A: Águas com características necessárias para manter a sobrevivência e a

reprodução dos organismos aquáticos. Atende aos padrões de qualidade da

Resolução CONAMA 20/86 (ponderação 1), para classes 1 e 2 (1986);

Nível B: Águas com características necessárias para a sobrevivência dos

organismos aquáticos, porém a reprodução pode ser afetada em longo prazo

(ponderação 2). Utiliza limites obtidos das legislações francesa e americana (CODE

PERMANENT:ENVIRONNEMENT ET NUISANCES, 1986), (USEPA, 1991);

Nível C: Águas com características que podem comprometer a sobrevivência

dos organismos aquáticos (ponderação 3). Utiliza limites obtidos das legislações

francesa e americana (CODE PERMANENT:ENVIRONNEMENT ET NUISANCES,

1986), (USEPA, 1991).


70

Tabela 24 - Parâmetros componentes do IPMCA e suas ponderações, de

acordo com os três níveis de qualidade.

Níveis Faixa de variação Ponderação

OD (mg/L)

A

B

C

≥≥≥≥ 5

3 a 5

< 3

1

2

3

Parâmetros

essenciais

pH

A

B

C

6 – 9

5 a <6 e >9 a 9,5

< 5 e > 9,5

1

2

3

(PE)

Toxicidade

A

B

C

Não Tóxico

Efeito crônico

Efeito agudo

1

2

3

Cádmio (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤ 0,001

>0,001 a 0,005

> 0,005

1

2

3

Cromo (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤ 0,05

> 0,05 a 1

> 1

1

2

3

Substâncias

Cobre (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤0,02

>0,02 a 0,05

> 0,05

1

2

3

Tóxicas

Chumbo (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤ 0,03

>0,03 a 0,08

> 0,08

1

2

3

(ST)

Mercúrio (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤ 0,0002

>0,0002 a 0,001

> 0,001

1

2

3

Níquel (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤0,025

>0,025 a 0,16

> 0,16

1

2

3

Fenóis (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤0,001

>0,001 a 0,05

> 0,05

1

2

3

Surfactantes

(mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤ 0,5

>0,5 a 1

> 1

1

2

3

Zinco (mg/L)

A

B

C

≤≤≤≤ 0,18

>0,18 a 1

> 1

1

2

3

Fonte: CETESB (2002).


71

6.3.3. CÁLCULO DO IPMCA

O cálculo do IPMCA está indicado na equação 36:

IPMCA = PE x ST

(equação 36)

onde:

PE = Valor da maior ponderação do grupo de parâmetros essenciais;

ST = Valor médio das três maiores ponderações do grupo de substâncias tóxicas. É

um número inteiro e o arredondamento deverá ser: valores menores que 0,5 serão

arredondados para baixo e valores maiores ou iguais a 0,5 serão para cima.

O valor do IPMCA pode variar de 1 a > 6, sendo subdividido em quatro faixas

de qualidade, classificando as águas para proteção da vida aquática (tabela 25).

Tabela 25- Qualidade da água segundo IPMCA.

IPMCA Qualidade da

água

1 Boa

2 Regular

3 e 4 Ruim

≥≥≥≥ 6 Péssima


6.3.4. ÍNDICE DO ESTADO TRÓFICO - IET

O Índice do Estado Trófico foi modificado por TOLEDO Jr. (1983) que, através

de análise de regressão, alterou as expressões originais para adequá-las a ambientes

subtropicais.

O Índice do Estado Trófico a ser utilizado no cálculo do IVA, será composto pelo

Índice do Estado Trófico de Clorofila-a ( IETCL ) e o Índice do Estado Trófico de Fósforo

(IETP) modificados (equação 37 e 38), sendo:


72

IET(P) = 10 ( 6 – ln ( 80,32 /P* ) ) (equação 37)

ln 2

(*unidade µµµµg/L)

IET(CL) = 10 ( 6 - 2,04 – 0,695 ln CL* ) (equação 38)

ln 2

*unidade µµµµg/L)

Sendo que, a expressão do índice a ser utilizada será a seguinte (equação 39):

IET = (IET(CL) + IET(P)) (equação 39)

2

A Classificação do estado trófico segundo índice de Carlson encontra-se na tabela 26A

Tabela 26A-Classificação do Estado Trófico segundo o Índice de Carlson Modificado

Critério Estado Trófico Classes Do IET

IET ≤≤≤≤ 44 Oligotrófico 1

44<<<< IET ≤≤≤≤ 54 Mesotrófico 2

54 <<<< IET ≤≤≤≤ 74 Eutrófico 3

IET >>>> 74 Hipereutrófico 4


6.3.5.CÁLCULO DO ÍNDICE PARA A PROTEÇÃO DA VIDA AQUÁTICA - IVA

O IVA deverá ser calculado a partir do IPMCA e do IET, segundo a seguinte

expressão (equação 40):

IVA = (IPMCA x 1,2) + IET (equação 40)

Nota: Na ausência do valor de IET, para efeito de cálculos, o mesmo deve ser

considerado igual a 1 (um). O índice será dividido em 5 classes de qualidade, descritas

na tabela 26B e Figura 05.

Tabela 26B - Qualidade da água segundo IVA.

Qualidade Valor do IVA

ÓTIMA IVA = 2,2


73

BOA IVA = 3,2

REGULAR 3,4 ≤≤≤≤ IVA ≤≤≤≤ 4,4

RUIM 4,6 ≤≤≤≤ IVA ≤≤≤≤ 6,8

PÉSSIMA IVA > 7,6


IPMCA

1 2 3 4 >6

1 2,2 3,4 4,6 5,8 8,2-11,8

IET 2 3,2 4,4 5,6 6,8 9,2-12,8

3 4,2 5,4 6,6 7,8 10,2-13,8

4 5,2 6,4 7,6 8,8 11,2-14,8

ÓTIMABOAREGULARRUIMPÉSSIMA


Figura 05- Quadro de cores representando as classes de qualidade do IVA e seus valores.

A apresentação dos dados será feita através de uma média dos resultados de

cada ponto, sendo atribuídos valores para cada classe de cores (ótima =1, boa =2,

regular =3, ruim =4, péssima =5) conforme quadro a seguir. A média será

arredondada, sendo considerada a classe de melhor qualidade até a metade de cada

intervalo. Exemplo: classes: ótima ≤ 1,5 , boa ≤ 2,5, regular ≤ 3,5, ruim ≤ 4,5, péssima

>4,5.

6.3.6. IAP, ÍNDICE DE QUALIDADE DE ÁGUAS BRUTAS PARA FINS DE

ABASTECIMENTO PÚBLICO

Este índice considera o produto da ponderação dos resultados atuais do IQA

(Índice de Qualidade de Águas) e dos resultados de bioensaios de mutagenicidade que

avalia a presença de compostos mutagênicos na água (Figura 06). E é complementado

com a utilização de parâmetros tais como metais, protozoários, patogênicos,

nutrientes, alagas, entre outros.


74


Figura 06 -Proposta De Revisão Do Índice De Qualidade Das Águas Para Fins De Abastecimento Público – IAP.

O IAP tem o objetivo de avaliar a qualidade das águas brutas para fins de

abastecimento público. A Portaria 36, de 19 de janeiro de 1990, do Ministério da

Saúde, estabelece normas e o padrão de potabilidade da água destinada ao consumo

humano. O abastecimento doméstico está previsto para corpos d’água enquadrados

nas classes Especial, 1, 2 e 3 da Resolução Federal CONAMA 20/86, sendo portanto

pertinente sua aplicação somente para essas fontes.

O IQA, índice vigente para avaliar a qualidade das águas, apresenta algumas

limitações, como superestimar a qualidade de um determinado recurso hídrico, além

de não contemplar substâncias tóxicas, tais como metais pesados, pesticidas,

compostos orgânicos e clorados, protozoários patogênicos, bem como substâncias que

interferem nas propriedades organolépticas.

A introdução do teste de Ames, utilizado para a avaliação da mutagenicidade,

tem a finalidade de avaliar a qualidade da água bruta com relação à contaminação de

compostos orgânicos com potencial carcinogênico. Sendo assim, sua aplicação permite

detectar a presença de compostos com essas características, priorizando locais onde se

deva realizar um estudo de possíveis fontes de contaminação através da realização de

novos bioensaios bem como de análises químicas dos compostos orgânicos

possivelmente genotóxicos presentes naquele corpo d’água.

O IAP, inicialmente proposto na Resolução SMA/65 do Estado de São Paulo, utiliza

apenas uma ponderação do IQA original e dos valores obtidos para o teste de Ames,

não considerando outras substâncias que podem interferir na qualidade da água a ser

tratada.

Ó T IM ABO AREG ULARRUIMPÉSSIM A

IPM CA

1 2 3 4 >6

1 1 3 4 4 5

IET 2 2 3 4 4 5

3 3 4 4 5 5

4 4 4 5 5 5


75

Nesse sentido, propõe-se a criação do ISTO - Índice de Substâncias Tóxicas e

Organolépticas, que engloba além do teste de Ames, metais, fenóis e a presença de

substâncias químicas com potencial para a formação de trihalometanos.

Desta forma o IAP, integrado pelo IQA e o ISTO, se torna mais abrangente, pois

fornece informações não só sobre os parâmetros básicos de qualidade de água, mas

também de outros parâmetros relevantes em termos de saúde pública.

O IAP, deve em sua próxima etapa de desenvolvimento, contemplar a avaliação

de parâmetros específicos tais como algas, as quais podem interferir tanto no sistema

de tratamento quanto na qualidade da água a ser distribuída, outros metais tóxicos

como o arsênio e parasitas (Giardia/Cryptosporidium), que são protozoários

patogênicos freqüentemente presentes em águas brutas.

Recomenda-se também que esse índice seja reavaliado periodicamente.

6.3.7.CÁLCULO DO IAP

O índice é composto por três grupos de parâmetros:

IQA – grupo de parâmetros básicos (temperatura d’água, pH, oxigênio dissolvido,

demanda bioquímica de oxigênio, coliformes fecais, nitrogênio total, fósforo total,

resíduo total e turbidez);

parâmetros que avaliam a presença de substâncias tóxicas (teste de

mutagenicidade, potencial de formação de trihalometanos, cádmio, chumbo, cromo

total, mercúrio e níquel);

parâmetros que afetam a qualidade organoléptica (fenóis, ferro, manganês,

alumínio, cobre e zinco);

Os parâmetros que avaliam a presença de substâncias tóxicas e que afetam a

qualidade organoléptica são compostos de maneira a fornecer o Índice de


76

Substâncias Tóxicas e Organolépticas (ISTO), que será utilizado para determinar o

IAP, a partir do IQA original.

6.3.8.METODOLOGIA DE CÁLCULO DO ISTO

Padronização dos Parâmetros de Qualidade do ISTO (qi);

Para cada parâmetro incluído no ISTO são estabelecidas curvas de qualidade,

que atribuem ponderações variando de 0 a 1;

Curvas de Qualidade dos Parâmetros - Potencial de Formação de

Trihalometanos, Metais e Fenóis;

As curvas de qualidade dos parâmetros potencial de formação de

trihalometanos, metais e fenóis (Figura 07) foram construídas utilizando-se dois

níveis de qualidade, que associam os valores numéricos 1,00 e 0,50,

respectivamente, ao limite inferior (LI) e ao limite superior (LS).

Figura 07: Curva de qualidade padrão para os parâmetros incluídos no ISTO, com exceção feita ao parâmetro teste de Ames.

As faixas de variação de qualidade (qi), que são atribuídas aos valores medidos

para o potencial de formação de THM, para os metais e para os fenóis que compõem o

ISTO, refletem as seguintes condições de qualidade da água bruta destinada ao

abastecimento público:

1 ≤ qi: Águas adequadas para o consumo humano. Atendem aos padrões de

potabilidade da Portaria 36 do Ministério da Saúde em relação aos parâmetros

medidos;

0,5 ≤ qi < 1: Águas adequadas para tratamento convencional. Atendem aos

padrões de qualidade da classe 3 da Resolução CONAMA 20/86 em relação aos

parâmetros medidos;

onde, qi = 1 ; se Valor Medido ≤ LI senão, qi = 0,5 (Valor Medido – LI) / (LS – LI)


77

qi < 0,5: Águas que não devem ser tratadas apenas por tratamento

convencional. Não atendem aos padrões de qualidade da classe 3 da Resolução

CONAMA 20/86 em relação aos parâmetros medidos;

Desta forma, o limite inferior para cada um desses parâmetros foi considerado

como sendo os padrões de potabilidade estabelecidos na Portaria 36 do Ministério da

Saúde. Como na Portaria 36 não se tem padrão de potabilidade para o níquel,

considerou-se o padrão de consumo humano estabelecido pela OMS.

Para o limite superior, foram utilizados os padrões de qualidade de classe 3

estabelecidos na Resolução CONAMA 20/86 ou no Regulamento da Lei Estadual de São

Paulo 977, aprovado pelo Decreto Estadual de São Paulo 8.468.

É importante ressaltar que a equação da curva de qualidade, para cada um desses

determinantes, exige que os padrões de qualidade da classe 3 sejam números maiores

que os limites inferiores. Portanto, para os parâmetros não regulados na legislação

federal nem na estadual, como o potencial de formação de THM, ou com padrões de

qualidade iguais aos limites inferiores, como o níquel e o zinco, ou ainda com padrões

de qualidade inferiores aos limites inferiores, como o alumínio e o cobre, foram

adotados níveis que são passíveis de serem removidos através de tratamento

convencional.

Na publicação “Drinking Water and Health / 1977” pode-se verificar que as taxas

de remoção destes metais, obtidas na etapa de coagulação química, são de 30% para

o níquel e o zinco, 75% para o cobre e 90% para o alumínio.

Na tabela 27, a seguir, são apresentados os limites inferiores e superiores

adotados para os parâmetros potencial de formação de THM, metais e fenóis

Tabela 27 – Limites Superiores e Inferiores – potencial de formação de THM,

metais e fenóis.

Grupo Parâmetro Unidade Limite Limite

Inferior Superior

Potencial de formação de THM µµµµg/L 100 400

Cádmio mg/L 0,005 0,01

Tóxicos Chumbo mg/L 0,05 0,10


78

Cromo Total mg/L 0,05 0,50

Níquel mg/L 0,05 0,07

Mercúrio mg/L 0,001 0,002

Fenóis mg/L 0,0001 0,3

Zinco mg/L 5 7

Organolépticos Ferro mg/L 0,3 5

Manganês mg/L 0,1 0,5

Alumínio mg/L 0,2 2

Cobre mg/L 1 4


CURVA DE QUALIDADE DO PARÂMETRO TESTE DE AMES

Para a determinação da qualidade padronizada dos resultados do teste de Ames

(qTA), utiliza-se uma curva de qualidade diferenciada dos demais parâmetros, segundo

formulação apresentada no quadro seguinte:

qTA = (1- (0,25*Log(Revertentes/L))) , para 100 < Revertentes/L < 10.000

Se : 0 < Revertentes/L < 100 !!!! qTA = 0,50

Se : Revertentes/L > 10.000 !!!! qTA = 0,00

Portanto, através das curvas de qualidade, determinam-se os valores de

qualidade padronizados, qi (número variando entre 0 e 1), para cada um dos

parâmetros do ISTO, que estão incluídos ou no grupo de substâncias tóxicas ou no

grupo de, organolépticas.

6.3.9.PONDERAÇÃO DOS PARÂMETROS QUE AVALIAM A PRESENÇA DE

SUBSTÂNCIAS TÓXICAS (ST)

A ponderação do grupo de substâncias tóxicas é obtida através da multiplicação dos dois valores mínimos mais críticos do grupo de parâmetros que avaliam a presença de substâncias tóxicas (equação41).

ST = Mín-1 (qTA, qTHMFP, qCd, qCr, qPb, qNi, qHg) x Mín-2 (qTA, qTHMFP, qCd, qCr, qPb,

qNi, qHg) (equação 41)

6.3.10.PONDERAÇÃO DOS PARÂMETROS QUE AFETAM A QUALIDADE

ORGANOLÉPTICA (SO)


79

A ponderação do grupo de substâncias organolépticas é obtida através da média

aritmética das qualidades padronizadas dos parâmetros pertencentes a este grupo

(equação 42).

SO = Média Aritmética (qfenóis, qAl, qCu, qZn, qFe, qMn) (equação 42)

6.3.11.CÁLCULO DO ISTO

O ISTO é resultado da multiplicação dos grupos de substâncias tóxicas e

organolépticas (equação 43):

ISTO = ST x SO (equação 43)

6.3.12.METODOLOGIA DE CÁLCULO DO IAP

O IAP deverá ser calculado a partir do antigo IQA e do ISTO, segundo a seguinte

expressão (equação 44):

IAP = IQA x ISTO (equação 44)

O índice será dividido em 5 classes de qualidade, descritas a seguir (tabela 28):

Tabela 28 - Qualidade da água segundo IAP.

Qualidade Valor do IAP

Ótima 79 < IAP ≤≤≤≤ 100

Boa 51 < IAP ≤≤≤≤ 79

Regular 36 < IAP ≤≤≤≤ 51

Ruim 19 < IAP ≤≤≤≤ 36

Péssima IAP < 19

Fonte: CETESB, 2002


80

O IQA-NSF é calculado pelo produto ponderado das notas atribuídas cada

parâmetro de qualidade de água: 1) temperatura da amostra, 2) pH, 3) oxigênio

dissolvido, 4) demanda bioquímica de oxigênio (5 dias, 20oC), 5) coliformes fecais, 6)

nitrogênio total, 7) fósforo total, 8) resíduo total e 9) turbidez. A seguinte equação é

utilizada (equação 45):

n

IQA-NSF = ΠΠΠΠli Wi (equação 45)

i=1

onde: IQA-NSF – Índice de Qualidade das Águas, um número entre 0 e 100; qi –

qualidade do i-ésimo parâmetro, um número entre 0 e 100, obtido da respectiva

“curva média de variação de qualidade”, em função de sua concentração ou medida; e

wi – peso correspondente ao i-ésimo parâmetro, um número entre 0 e 1, atribuído em

função da sua importância para a conformação global de qualidade, sendo que

(equação 46) :

w ii

n

==

∑ 11

(equação 46)

em que n é 9 .

Na tabela 29 encontram-se os parâmetros relativos ao IQA.

Tabela 29 – Parâmetros e pesos relativos do IQA.

Parâmetros Pesos

Relativos

1. Oxigênio Dissolvido 0,17

2. Coliformes fecais 0,15

3. pH 0,12

4. Demanda Bioquímica de

Oxigênio

0,10

5. Fosfato Total 0,10

6. Temperatura 0,10

7. Nitrogênio total 0,10


81

8. Turbidez 0,08

9. Sólidos Totais 0,08


6.4. IQAR- ÍNDICE DE QUALIDADE DE ÁGUA DE RESERVATÓRIO (INSTITUTO

AMBIENTAL DO PARANÁ)

O IAP (Instituto Ambiental do Paraná), tendo como base científica o estudo das

condições de 19 reservatórios entre 1987 e 1994, Itaipu a partir de 1982 e

Reservatório de Passaúna no início de 1983, estabeleceu padrões para avaliação da

qualidade das águas, de maneira que desenvolveu um sistema capaz de classificar

os reservatório de acordo com o seu comprometimento, indicando, quando

necessário, medidas de saneamento e manejo, visando a conservação e/ou

recuperação da qualidade das águas destes ecossistemas em função de seus usos.

Foram estabelecidas metodologias de amostragem considerando estações de

amostragens de acordo com a compartimentalização horizontal de cada reservatório,

sendo que as zonas de transição e lacustre foram selecionadas para o monitoramento.

As amostras foram coletadas em períodos de verão e inverno e foram realizadas

medidas de temperatura da água, oxigênio dissolvido (% de saturação) e

transparência da água através de disco de Secchi.

São consideradas medidas de 03 profundidades:

Profundidade I: Camada da zona eutrófica com 40% da luz incidente, onde é

esperada uma produção primária do fitoplancton representativa da camada trofogênica

(equação 47).

Prof.I = Zds .0,54 (equação 47)

Onde :

Zds = profundidade Secchi;

0,54 = fator para calcular 40% de luz incidente.


82

Profundidade II: metade da zona afótica , onde independentemente da ocorrência de

estratificação térmica, a respiração e a decomposição são predominantes sobre a

produção autotrófica(equação 47).

Prof.II = (Zmax + Zeu)/2 (equação 48)

Onde:

Zmax = profundidade máxima (m) na estação de amostragem;

Zeu = zona eufótica, que é igual a profundidade Secchi X 3*.

*3 = fator correpondente a aproximadamente 1% da luz incidente na superfície da

água.

Profundidade III: quando, durante as medições “in situ”, for detectada uma zona

anóxica mais uma amostra é coletada na porção intermediária desta camada.

6.4.1.VARIÁVEIS SELECIONADAS PARA O MONITORAMENTO

Foram selecionadas as variáveis considerando custo mais baixo e eficácia em

termos de avaliação da qualidade da água: temperatura, oxigênio dissolvido,

percentagem de saturação, condutividade elétrica, pH, profundidade Secchi,

alcalinidade, turbidez, sólidos suspensos totais, nitrito, nitrato, nitrogênio amoniacal,

nitrogênio total, fósforo total, Demanda Química de Oxigênio (DQO), Demanda

Bioquímica de Oxigênio (DBO), clorofila “a” , fitoplâncton, zooplâncton, área alagada,

tempo de residência, volume e profundidade máxima e média.

6.4.2. DETERMINAÇÃO DAS CLASSES DE QUALIDADE DE ÁGUA DE

RESERVATÓRIO, DE ACORDO COM SEUS NÍVEIS DE COMPROMETIMENTO

Foram considerados reservatórios com diferentes aspectos, características

tróficas, morfológicas e hidrodinâmicas. As variáveis foram selecionadas através de

análise estatística multivariada e foram as seguintes: déficit de oxigênio dissolvido,

fósforo total, nitrogênio inorgânico total, clorofila “a”, profundidade média e tempo de

residência. Foi incluída a comunidade fitoplanctônica (diversidade e floração de algas)

devido a sua importância ecológica.


83

A partir da matriz desenvolvida, tornou possível estabelecer 6 classes de

qualidade de água a partir do cálculo de percentuais de 10, 25, 50, 75 e 90% de cada

variável mais relevante selecionada (tabela 30).

Tabela 30. Matriz de Qualidade de Água.

Variáveis Classe I

Classe II

Classe III

Classe IV

Classe V

Classe VI

Déficit de

oxigênio (%)

<5 6-20 21-35 36-50 51-70 >70

Fósforo Total

(mg/l)

<10 11-25 26-40 41-85 86-210 >210

Nitrog

Inorg.Total

(mg/l)

< 0,05 0,06-0,15 0,16-0,25 0,26-0,60 0,61-2,00 >2,00

Clorofila “a”

(µµµµg/l)

<1,5 1,5-3,0 3,1-5,0 5,1-10,0 11,0-32,0 >32

Disco de

Secchi (m)

>3 3,2-2,3 2,2-1,2 1,1-0,6 0,5-0,3 <0,3

DQO (mg/l) <3 3-5 6-8 9-14 15-30 >30

Tempo de

residência

(dias)

<10 11-40 41-120 121-365 366-550 >550

Profundidade

média (m)

>35 34-15 14-7 6-3,1 3-1,1 <1

Fitoplanton

(diversidade

de espécies)

Baixa, sem

predominância

de espécies

Média a alta

sem

predominância

de espécies

Alta, com

predominância

ocasional de

espécies

Reduzida, com

predominância

de espécies

reduzida Muito

reduzida

Fitoplancton

(florações)

sem sem sem ocasional frequente permanente

Fonte: IAP (1999)


84

6.4.3.CÁLCULO DO IQAR

As variáveis selecionadas receberam pesos identificados na Tabela 31.

Tabela 31. Variáveis selecionadas e seus respectivos pesos.

Variáveis Pesos Wi

Déficit de oxigênio (%) 17

Clorofila “a” (µµµµg/l) 15

Fósforo Total (mg/l) 12

Nitrogênio Inorgânico

Total (mg/l)

08

Profundidade Secchi (m) 12

Demanda Química de

Oxigênio

(mg/l de O2)

12

Fitoplanton (diversidade e

florações)

08

Tempo de residência

(dias)

10

Profundidade média (m) 06

Fonte: IAP (1999).

O Índice de Qualidade das Águas em Reservatório desenvolvido pelo IAP obedece

a equação 48:

IQAR = ΣΣΣΣ (Wi . qi ) / ΣΣΣΣ Wi (equação 49)

Onde :


85

Wi = pesos calculados para as variáveis “i”

qi = classe de qualidade de água em relação a variável “i” , q pode variar de 1 a 6

A qualidade da água é estabelecida em classes segundo seus níveis de

comprometimento, apresentando normalmente as seguintes características:

Classe I – não impactado a muito pouco impactado

corpos de água saturados de oxigênio;

concentração de nutrientes e matéria orgânica muito baixa;

alta transparência das águas;

densidade de algas muito baixa;

pequeno tempo de residência das águas e/ou grande profundidade média.

Classe II – pouco degradado

corpos de água com pequena depleção de oxigênio dissolvido;

baixa concentração de nutrientes e matéria orgânica;

transparência das águas relativamente alta, considerando-se as características

regionais;

baixa biomassa fitoplanctônica;

pequeno tempo de residência das águas e/ou grande profundidade média.

Classe III- moderadamente degradado

corpos de água com depleção considerável de oxigênio dissolvido podendo

ocorrer hipolimínio anóxico em determinados períodos;

concentrações significativas de nutrientes e matéria orgânica;

transparência das águas limitada;

grande variedade e densidade de algas, sendo que algumas espécies podem ser

predominantes;

tendência moderada a eutrofização (corpos d’ água mesotróficos);

tempo de residência das águas considerável.


86

Classe IV – criticamente degradado a poluído

corpos d’água com depleção crítica nos teores de oxigênio dissolvido na

coluna d’água ;

possibilidade de ocorrerem mortandades de peixes ;

concentrações significativas de nutrientes e matéria orgânica ;

baixa transparência das águas por fatores biogênicos;

alta tendência a eutrofização (corpos d1água eutróficos);

ocorrência de reciclagem de nutrientes;

elevado tempo de residência das águas e/ou baixa profundidade média.

Classe V – muito poluído

corpos d’água com alto déficit de oxigênio dissolvido na coluna d’água ;

concentrações muito elevadas de matéria orgânica e nutrientes ;

transparência das águas muito reduzida devido a grande biomassa algal

(fator biogênico);

corpos d’água muito eutrofizados;

grande possibilidade de ocorrência de mortandade de peixes;

possibilidade de ocorrência de cianobactérias em concentrações perigosas

devido a eventual presença de cianotoxinas;

tempo de residência muito elevado e/ou profundidade média muito baixa.

Classe VI – extremamente poluído

corpos d’água com condições bióticas seriamente restritas, resultantes de

severa poluição por matéria orgânica ou outras substâncias consumidoras de

oxigênio dissolvido;

ocorrências de processos de anoxia em toda coluna d’água ;

eventual presença de diversas substâncias tóxicas;

tempo de residência muito elevado e/ou profundidade média muito baixa.

Este índice foi aplicado a três reservatórios do Estado do Paraná e

enquadrados dentro das classes consideradas, tomando o resultado a seguir como

exemplo (Tabela 32).


87

Tabela 32.Reservatório Salto Osório.

Variáveis Mar/97 Set/97 Mar/98 Jul/98

Déficit de

oxigênio* (%)

6,5 9,1 1,3 0

Fósforo Total**

(mg/l)

0,035 0,013 0,008 0,032

Nitrog.Inorg.

Total (mg/l)**

0,25 0,93 0,37 0,54

Clorofila “a”

(µµµµg/l)***

0,30 3,40 0,30 1,78

Disco de Secchi

(m)

1,70 1,60 1,60 1,20

DQO**

(mg/l de O2)

6,5 3,5 7,5 5,0

Tempo de

residência(dias)

16 16 16 16

Profundidade

média (m)

25,5 25,5 25,5 25,5

Fitoplâncton

(diversidade de

espécies)

Sem

predominância

Sem predominância

Sem predominância

Sem predominância

Fitoplancton

(florações)

Sem florações Sem florações Sem florações Sem florações

Fonte: IAP (1999). Observações: (*) média da coluna d”água; (**) média da

profundidade I e II ; (***) profundidade I.

Este reservatório teve a classificação final segundo o IQAR = 2,3 (Classe II –

Pouco degradado).

6.5. Avaliação da Toxidez


O IAP (Instituto Ambiental do Paraná) avaliou o efeito da presença de

substâncias que causam efeitos tóxicos no corpo receptor. Estes testes têm a

finalidade de contribuir para a prevenção de riscos à saúde humana, proteção dos

ecossistemas e documentar o estado atual da qualidade da água.

A Resolução CONAMA nº 20/86 afirma que para as classes de rio 1 e 2 devem

permitir como uso preponderante a preservação de peixes em geral e outros

elementos na fauna e na flora. Sendo assim para verificar o enquadramento dos

corpos d’água à Resolução CONAMA 20/86 no aspecto direto da avaliação do efeito de

substâncias tóxicas é o monitoramento sistemático dos corpos d’água através dos

diferentes testes de toxicidade.

No estudo realizado pelo IAP (Paraná) foram avaliadas todas as estações com

número de amostragem maior ou igual a 5 e considerou-se a Portaria 020/92 e 013/91

da SUREMA (Secretaria do Estado do Meio Ambiente e Recursos Hídricos – Instituto

Ambiental do Paraná), referente a enquadramento dos rios e bacias.

Como forma de aprimoramento da proposta de Knie, 1993(APUD IAP,1999), foi

criada uma escala utilizando-se as cores azul e vermelho caracterizando ausência e a

intensidade de toxicidade, conforme o tamanho do bloco: quanto maior o bloco maior

a toxicidade. O organismo indicador utilizado foi Daphnia magna (Figura 08).

Todas as estações que estão em vermelho, representam violação a CONAMA

20/86

Figura 08 : Avaliação da toxicidade dos

Onde FDd é o fator de diluição para Daphni

FDd = 1 (não tóxico) FDd = 2 (tóxico) FDd = 4 (tóxico) FDd = 6 (tóxico) FDd = 8 (tóxico)

88

corpos d’água segundo IAP (1999).

a magna


89

Na metodologia utilizada por KNIE, 1983 (APUD IAOP,1999), foi utilizada a seguinte

classificação:

FDd –1 (AZUL) – não tóxico;

FDd -> 1 até 2 – (VERDE) – moderadamente tóxico;

FDd - > 2 até 6 - (AMARELO) –toxicidade;

FDd - >6 até 12 (VERMELHO) – muito tóxico;

FDd - > 12 (PRETO) – extremamente tóxico.

A utilização do critério de Knie é extremamente benevolente. O IAP comparou

os resultados obtidos por esta metodologia e os parâmetros da CONAMA 20/86 para

1841 amostras e cerca de 134 apresentaram toxicidade.

7.0.COMPARAÇÃO DOS ÍNDICES DE QUALIDADE DE ÁGUA- AMBIENTES

LÓTICOS

Os indicadores utilizados por cada índice variam de 8 a 16 como resultado de

diferentes suposições a respeito da importância atribuída a cada um deles

considerando-se usos geral, específico e planejamentos (tabela 33).

Tabela 33 - Resumo do Número de Parâmetros e Escala de Variação dos Índices.

Discriminação Nº de Parâmetros Escala Faixa

Índices de Uso em Geral

Horton 10 Decrescente 0 a 100

IQA-NSF 9 Decrescente 0 a 100

Prati 13 Crescente 0 a 15+

Dinius 11 Decrescente 0 a 100

McDuffie 8 Crescente 0 a 1000+

Índice de Uso Específico

O´connor-FAWL 9 Decrescente 0 a 100

O´connor 13 Decrescente 0 a 100

Duninger e Landwash 11/13 Decrescente 0 a 100

Walsk e Parker 12 Decrescente 0 a 1

Stoner – Abast. Público 13(2) Decrescente -100 a 100

Stoner- Irrigação 16(2) Decrescente -100 a 100

Nemerow e Sumitomo 14 Crescente 0 a 1+

Índices de Planejamento

MITRE-PDI (1) Crescente 0 a 1

MITRE NPPI (1) Crescente 0 a 1


90

MITRE PAI (1) Crescente 0 a 1

Inhaber (1) Crescente 0 a 1

Zoeteman (1) Crescente 0 a 1000+

Fonte : TORRES et al. (2001).(1) Pode ser utilizada qualquer quantidade de

parâmetros. (2) Só estão considerados os parâmetros tipo 2 que afetam a saúde e as

características estéticas.

Na tabela 34 proposta pôr Sayers e OTT (apud OTT, 1978) em função dos

indicadores utilizados para avaliação da qualidade da água, observa-se que

considerando-se a aplicação dos índices (uso geral, específico e planejamento) faltam

a consideração de diversos parâmetros. Podem ser citados como exemplos os índices

de Stoner que não consideram turbidez, OD e matéria orgânica - parâmetros

importantes para o abastecimento público - e o índice IQA-NSF não considerar cor,

óleos e graxas - parâmetros importantes para uso recreacional.


91

Tabela 34 - Classificação dos parâmetros de acordo com os usos da água.

Abastecimen

to Público

Abastecimento

Industrial

Abastecimento

Agrícola

Manutenção da

Vida Aquática

Recreação e

Estética

Coliforme

Turbidez

Cor

Sabor

Odor

Metais

O.D.

Matéria

Orgânica

Cloretos

Fluoretos

Sulfatos

Nitratos

Cianetos

Radioativida

de

Nitratos

Processamento

(exceto alimentos)

Turbidez

Cor

Dureza

Alcalinidade

Sólidos Dissolvidos

Sólidos suspensos

Metais

Matéria Orgânica

Refrigeração

pH

Temperatura

Sílica

Alumínio

Ferro

Manganês

Dureza

Alcalinidade

Sulfatos

Sólidos dissolvidos

Sólidos suspensos

Sanitário (os

mesmos utilizados

para abastecimento

público)

Fazenda

(os mesmos

utilizados para

abastecimento

público)

Irrigação

Sólidos dissolvidos

Condutividade

Sódio

Cálcio

Magnésio

Potássio

Boro

Cloretos

metais

Temperatura

O D

pH

Alcalinidade

Sólidos

dissolvidos

Salinidade

CO2

Turbidez

Cor

Matérias

sedimentáveis

Materiais

flutuantes

Substâncias

tóxicas

Nutrientes

Recreação

Coliforme

Turbidez

Cor

pH

Odor

Materiais

flutuantes

Nutrientes

Temperatura

Estética

Turbidez

Cor

Odor

Meteriais flu-

tuantes

Nutriente

Substâncias

adversas

Afetando a vida

selvagem

Fonte:TORRES et al. (2001).

Quanto à estruturação matemática, os índices de qualidade de água também

apresentam alguma variação, apesar de todos os índices de uso geral e específico

poderem ser analisados matematicamente de acordo com o sistema de estruturação

descrito anteriormente.


92

Na tabela 35 pode-se observar que a maioria dos índices utiliza uma função

aditiva ponderada para agregação dos subíndices, podendo ocorrer problemas de

eclipse, ou seja, resultados mascarados, que ocorrem quando apenas um único

parâmetro apresenta valores que por si só atribuiriam baixa qualidade à água, e

utilizando esta função o IQA não seria baixo. A função produtória ponderada foi

utilizada em alguns índices para reduzir este problema. O índice de Nemerow e

Sumitomo utiliza uma função de agregação mais complexa que reduz porém não o

elimina esse problema.

Segundo OTT (1978) as funções individuais de cada subíndice, desenvolvidas para

os diversos índices de qualidade da água mostravam similares.

A presença de elementos tóxicos e pesticidas é tratada de forma semelhante em

vários índices. Horton (apud OTT, 1978), a National Sanitation Foundation (IQA-NSF) e

Prati, consideram que quando qualquer elemento tóxico ou pesticida atingir

concentrações acima dos limites, automaticamente o índice atinge o seu pior valor.

Nos índices de O’Connor e Stoner a abordagem é a mesma, porém são tratados de

forma dicotômica. O’Connor inseriu um coeficiente no seu índice relacionado à toxidez

e Stoner considera um grupo de parâmetros normalmente considerados tóxicos.

Quando qualquer substância atinge concentrações acima dos limites permitidos, o

índice alcança seu pior valor e quando as concentrações estão abaixo dos limites

permitidos, o índice não se altera.

Na tabela 35 encontram-se as estruturas matemáticas dos Subíndices e Funções de Agregação.


93

Tabela 35 -Estrutura Matemática dos Subíndices e Funções de Agregação. Discriminação Funções dos Subíndices Funções de Agregação

Índices de Uso Geral

Horton Lineares Segmentadas Somatório Ponderado Multipli-

cativo pôr dois termos

Dicotômicos

NSF-WQI Não Lineares Implicitas Somatório Ponderado (1)

Produtório Ponderado (2)

Prati Lineares, Não Lineares e

Não Lineares

Segmentadas

Somatório Ponderado na forma

aritmética

Dinius Não lineares Somatório Ponderado

McDuffie Lineares e Não Lineares Somatório Ponderado

Índices De Uso Específico

O' connor -(FAWL e PWS) Não Lineares Implícitas Somatório ponderado

Deninger e Landwehr Não Lineares Implícitas Somatório ponderado e

produtório ponderado na forma

geométrica

Walski e Parker Não Lineares Explícitas e

Segmentadas

Produtório ponderado na forma

geométrica

Stoner Lineares e não lineares Somatório Ponderado

Nemerow e Sumitomo Lineares Segmentadas Raiz Quadrada dos máximos na

forma aritmética

Fonte: TORRES et al. (2001).(1) Proposta por Brown em 1970 e (2) Proposta por Landwiash (1974).

Segundo OTT (1978) pode-se concluir que a diversidade de parâmetros utilizados nos diversos índices aparentemente é resultado de diferentes suposições a respeito da importância atribuída a cada um deles.

Os parâmetros mais utilizados são pH, temperatura e OD. Com exceção dos

índices de Prati e O’Connor para abastecimento público, os demais utilizam coliformes


94

totais e/ou fecais como parâmetro biológico, sendo este último o mais utilizado. Nos

dois casos, quando qualquer substância atinge concentrações acima dos limites

permitidos, o índice alcança seu pior valor e quando as concentrações estão abaixo dos

limites permitidos, o índice não se altera.

8. EXPERIÊNCIAS COM ANÁLISE COMPARATIVAS DE ÍNDICES

Pouco se encontra na literatura a cerca de análise comparativa relativa a

aplicações de diferentes índices de qualidade da água.

DEUS et al. (1999) E RIBEIRO et al. (1999) em estudos realizados nas bacias

hidrográficas dos rios Taquari/ Antas e do rio Caí, no Rio Grande do Sul aplicaram os

IQA de Horton, Prati e o NSF. Os autores concluíram que o IQA- NSF foi o que

apresentou maior representatividade em relação à verdadeira situação de qualidade da

água nas bacias hidrográficas estudadas.

FERREIRA & IDE (2001) apresentaram avaliação comparativa da sensibilidade

do IQA- NSF, IQA- Smith e IQA- Horton, aplicados ao rio Miranda (MS). Foram

aplicados dados do monitoramento de 1995 a 1998 em sete pontos de amostragem

em uma bacia de 43.786 km2. O rio Miranda apresentou qualidade de água ruim e

péssima medida pelo IQA- Smith, enquanto de acordo com o IQA- NSF a água foi

classificada como boa, e de acordo com a análise aplicando o IQA- Horton a água foi

classificada como ótima, para diversos usos. Os autores observaram com o estudo que

o IQA- NSF e o IQA- Smith foram os que representaram melhor a qualidade da água

do rio Miranda. O IQA- NSF foi utilizado em sua versão de modelo multiplicativo. Os

dados utilizados foram os dados do monitoramento da qualidade da água da

Coordenadoria de Recursos Hídricos e Qualidade Ambiental (CRHQA), parte integrante

da Fundação Estadual de Meio Ambiente Pantanal. Foi avaliado que o índice de Horton

amortiza as oscilações na qualidade da água, não representando talvez a situação real.

Já o IQA- Smith E O IQA- NSF apresentaram as mesmas oscilações.

SOUZA & AZEVEDO (2001) compararam os índices de Prati, Dinius, McDuffie e

IQA- NSF para oxigênio dissolvido (subíndice) e os índices de Dinius e IQA- NSF para

coliformes fecais (sub-índice) para dados do monitoramento da qualidade da água no

rio Paraíba do Sul, cuja bacia de 57.000 km2 compreende parte dos estados de São

Paulo, Minas Gerais e Rio de Janeiro. O rio está enquadrado na classe 2, de acordo

com Resolução 20/86 do CONAMA. O estudo também comparou as formulações aditiva


95

e multiplicativa do IQA- NSF. Os autores concluíram que o IQA- NSF na versão

multiplicativa foi o que melhor caracterizou a qualidade da água no rio Paraíba do Sul.

Através das comparações efetuadas, foi também observado que os índices de uso geral

são utilizáveis com boa aproximação para usos específicos, porém a recíproca não é

verdadeira.

DUARTE et al. (1999) compararam o comportamento do índice do estado trófico

de Carlson (IET) e modificado (IETm) em três lagoas naturais do Rio Grande do Norte.

Foram utilizados dados do monitoramento de dezembro de 1996 a dezembro de 1997,

com coletas mensais em três pontos de cada lagoa. Os autores concluíram que os dois

índices apresentaram variações em relação ao estado trófico de um mesmo corpo

aquático. O IET foi considerado mais restritivo e conservador, resultando em números

mais elevados, enquanto que o IETm absorve valores mais altos dos parâmetros, em

particular do fósforo total. Concluiu- se que a versão modificada do índice mostra- se

mais adequada para a determinação do estado trófico de lagos de clima tropical.

9. ÍNDICES SELECIONADOS E JUSTIFICATIVAS

A revisão bibliográfica efetuada não identificou na literatura índices e

indicadores de qualidade da água específicos para rios de regime intermitentes.

Observa- se que deve- se constituir um princípio básico do monitoramento, embora

pouco tenha se encontrado de efetivo nesse sentido, a coleta simultânea de dados de

quantidade (vazão no curso d’água, nível d’água na seção, volume no reservatório,

etc) e de qualidade.

A Resolução 20/86 do CONAMA refere- se à questão da intermitência de rios

prescrevendo que “os órgãos competentes definirão as condições específicas de

qualidade dos corpos de água intermitentes”. Entende- se pois que há necessidade de

realização de estudo específico para a proposição de padrões de qualidade para os rios

intermitentes.

O Plano Estadual de Recursos Hídricos (SECTMA, 1997) prevê o Programa 5-

Preservação dos Recursos Hídricos, com um subprograma de Monitoramento de

Qualidade da Água de bacias hidrográfica. As ações previstas nesse subprograma são:

a) Realização de análises físico- químicas das águas do curso principal, afluentes e das

águas acumuladas; b) reenquadramento dos corpos d’ água.


96

O reenquadramento previsto no Plano Estadual de Recursos Hídricos (SECTMA,

1997) deverá ser efetuado considerando o regime hidrológico intermitente em alguns

corpos d’ água do estado, incluindo alguns segmentos do rio Ipojuca, bem como

afluentes, baseado na identificação dos usos pretendidos e exigências dos usuários.

Nesse processo serão identificados os parâmetros adequados e a partir de então

poderão ser testados os indicadores e índices utilizados na avaliação da qualidade da

água, para diversos usos, nos cursos d’ água com regime perene. As indefinições de

classes e usos para rios de regime intermitente têm proporcionado dificuldades para os

órgãos gestores de recursos hídricos, tanto no tocante ao estabelecimento de um

programa de monitoramento, quanto à implantação de instrumentos de gestão de

recursos hídricos, como por exemplo, a concessão da outorga de uso da água e de

lançamentos de efluentes no corpo d’água. Experiências de enquadramento de corpos

d´água identificadas na literatura tratam apenas de rios perenes. Uma experiência

pioneira vem sendo realizada na bacia do rio Salitre pela UFBA- Escola Politécnica com

o projeto “Enquadramento de rio Intermitente- Caso de estudo: Bacia do rio Salitre”. O

projeto prevê, dentre outras ações, a caracterização física, biótica e sócio-econômica

da bacia; sensibilização e mobilização comunitária; capacitação de agentes ambientais

atuantes no monitoramento da qualidade da água; definição de pontos amostrais nos

corpos d’água com parâmetros e freqüências adequados.

O IQA, com modificações propostas pela CETESB, é o índice mais aceito pelas

instituições estaduais encarregadas do monitoramento da qualidade da água. A nível

Federal o IQA também vem sendo utilizado, como a exemplo do monitoramento da

qualidade da água na bacia do Prata em território brasileiro, conforme apresenta o

RELATÓRIO DA SITUAÇÃO DO MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA NA BACIA

DO PRATA EM TERRITÓRIO BRASILEIRO (ANEEL, 2001). Esse relatório condensa dados

do monitoramento efetuado por diversos órgãos: FEMAP/MS, FEAM/MG, CETESB/SP,

SUDERHSA/PR e ANEEL. O IQA- NSF com nove parâmetros foi escolhido, com a

justificativa de já ser utilizado por órgãos estaduais que realizam o monitoramento da

qualidade da água no Brasil. Em anexo, apresenta- se mapa extraído do referido

relatório com os resultados da aplicação do IQA nas estações de monitoramento na

bacia do Prata em território Brasileiro. A CETESB utiliza o IQA indistintamente para rios

e reservatórios. Os resultados da classificação da qualidade da água utilizando o IQA

para todas as estações monitoradas são divulgados através da internet

(http://www.cetesb.sp.gov.br). A FEAM (Fundação Estadual de Meio Ambiente- MG)

utiliza o IQA- NSF, apresentando seus resultados também via internet.

http://www.cetesb.sp.gov.br/


97

Com relação a experiências com aplicações de índices e indicadores de

qualidade da água no estado de Pernambuco, a CPRH adotou o IQA da NSF para

análise dos dados de monitoramento dos anos de 1993 e 1994. Os resultados dessa

experiência encontram- se no Plano Estadual de Recursos Hídricos (SECTMA, 1997). A

utilização do IQA foi seriamente questionada por técnicos da CPRH, quanto ao

entendimento e utilidade dos resultados como índice de qualidade ambiental, ao invés

de índice de qualidade da água para abastecimento, resultando na paralisação desse

procedimento. Apesar disso, o Plano Diretor da Bacia do rio Ipojuca (CONTEC, 2001)

avalia que, para fins de planejamento de ações que visem a melhoria de qualidade de

água nos rios do estado de Pernambuco, o Índice de Qualidade de Água – IQA (NSF/

CETESB) se apresenta como um indicador muito prático por representar uma avaliação

da qualidade média da água bruta dos cursos d’ água de forma concisa.

O IQA proposto pela CETESB que engloba índices relacionados a usos diversos

(abastecimento humano, preservação de vida aquática e balneabilidade) (item 6.3)

tende a superar as dificuldades identificadas com a experiência da CPRH. Apesar do

incremento no número de análises já efetuadas pela CPRH e SRH, acredita- se que a

utilização desse índice pode favorecer uma uniformização dos resultados com outras

instituições, possibilitando a utilização desses resultados por outros órgãos. A

capacidade da CPRH em absorver novas análises deve ser avaliada. De qualquer

forma, a reestruturação do sistema de monitoramento, com revisão de número de

estações de coleta e freqüência, pode representar uma compensação às análises

adicionais.

Com relação a reservatórios, pode- se usar o IET modificado pode ser a priori

selecionado para adoção na análise dos dados. O IQAR adotado pelo Paraná (IAP)

mostra- se bastante consistente e seu uso deve ser avaliado. Os resultados da

aplicação do IQAR pelo IAP são analisados a partir de uma definição de classes

proposta pela instituição e a cada classe é atribuído um padrão gráfico para que os

resultados sejam divulgados de maneira sintética em mapas. O procedimento se

assemelha com a metodologia adotada pela CPRH para divulgação dos resultados do

monitoramento na internet.

Com relação a estuários, o uso dos indicadores propostos no item 4.2.3. deve

ser avaliado quanto à possibilidade de uso, destacando-se temperatura, salinidade,


98

sólidos suspensos e turbidez e clorofila. Além disso, os indicadores das tabelas 13, 14

e 15 também devem ter seu uso avaliado, relacionando- os respectivamente a critérios

de qualidade estética, poluição orgânica e bacteriológica e qualidade com base no

estado trófico.

Com relação a indicadores, a análise atual efetuada pela CPRH utilizando os

padrões de classe dos diversos parâmetros de acordo com a Resolução 20/86 do

CONAMA associados a uma classificação como meio de divulgação das informações

geradas pelo monitoramento ao público via Internet, mostra- se adequada. As

informações devem no entanto ser divulgadas destacando que trata- se do estado

atual do rio, em correspondência às classes propostas pelo CONAMA. Outros

indicadores/ parâmetros podem ser selecionados em função da identificação das fontes

de poluição potenciais relacionados aos diversos fatores de pressão ambiental

(atividades industriais, ocupação urbana, atividades de agropecuária, atividades de

mineração, etc), compondo redes de monitoramento dirigidas. As fontes potenciais de

poluição podem se identificadas através de um levantamento de uso do solo na bacia.

10. PERSPECTIVAS E RECOMENDAÇÕES

UTILIZAÇÃO CONJUNTA DOS DADOS DE QUANTIDADE E QUALIDADE DA ÁGUA Os dados de quantidade são de fundamental importância para a análise dos

dados do monitoramento da qualidade da água. Segundo levantamento efetuado pelo

IBAMA, durante três anos, sobre a situação atual do monitoramento da qualidade da

água no Brasil (BRITO et al., 2001), praticamente não existe integração entre as redes

de monitoramento de quantidade e qualidade, o que acarreta problemas na

distribuição espacial das estações de coleta, proporcionando o adensamento e

superposição de estações em algumas regiões. SANTOS et al. (2000) recomendam que

nos casos em que não exista uma estação fluviométrica próxima a ponto de

amostragem, torna- se necessário realizar medição de vazão na seção de coleta. Os

autores recomendam ainda, que no caso de monitoramento sistemático por longo

período de tempo, é adequado o estabelecimento da relação cota- descarga (curva-

chave), instalando- se réguas linimétricas e realizando medidas simultâneas de vazão

e nível d´água. O estabelecimento da curva- chave permite reduzir o número de

medidas diretas de vazão. No caso de reservatórios, os índices e indicadores devem

sem relacionados com o volume armazenado em termos percentuais.


99

RIOS INTERMITENTES

Estudos estatísticos, como os previstos no âmbito do projeto do estado de

Pernambuco no Subcomponente Monitoramento da Qualidade da Água do PNMA II,

deverão ser utilizados para o estabelecimento de freqüências adequadas de coletas de

dados de qualidade. No tocante a rios ou trechos em regime intermitente, sugere- se

que as coletas sejam feitas, não em épocas pré- determinadas do ano, por exemplo

com freqüência bimestral, mas de maneira a caracterizar a evolução da qualidade do

ponto de vista sazonal, considerando uma coleta no início da estação chuvosa, outra

ao final da estação chuvosa, e outra próximo ao final do período de vazão do rio, por

exemplo. Além disso, deve- se empreender esforços no sentido de efetuar o

enquadramento de rios intermitentes, definindo padrões de qualidade da água a serem

atingidos.

INDICADORES INCOMENSURÁVEIS

Um outro aspecto que deve se levado em consideração é com relação à

importância dos critérios perceptivos. BOLLMAN (2001) ressalta que a avaliação da

qualidade da água de um manancial deve considerar três dimensões: a) uso de

critérios físico- químicos; b) uso de critérios biológicos; e c) uso de critérios

perceptivos. O autor ressalta que com relação aos critérios, ou indicadores,

perceptivos, apesar de não se constituir em idéia nova, não vem sendo efetivamente

utilizada. A Resolução CONAMA 20/86 relaciona para classificação das águas naturais

os seguintes critérios perceptivos:

-Materiais flutuantes;

-Óleos e graxas;

-Gosto ou odor;

-Corantes artificiais;

-Substâncias que formem depósitos especiais.

Entende- se que a adoção de indicadores perceptivos constitui- se uma maneira

de envolver a comunidade no monitoramento da qualidade ambiental e despertar a

motivação para a proteção ambiental, questão inserida no objetivo do projeto

estadual, conforme destacado na apresentação desse documento. Coloca- se como

perspectiva para implantação futura, em termos de projeto piloto, a mobilização


100

comunitária (alunos de escolas, professores), e possivelmente a formação de agentes

ambientais, para efetuarem monitoramento voluntário. O projeto piloto deve incluir na

sua metodologia um estudo de correlação com índices e indicadores empregados na

análise do monitoramento sistemático efetuado pela CPRH e SRH, para validação dos

resultados. Além dos critérios estabelecidos pelo CONAMA sugere- se que seja incluído

o indicador de “condição de vazão (curso d’água) ou volume (reservatório)”. Esse

projeto piloto poderia estar inserido em uma versão seguinte do PNMA.

BIOMONITORAMENTO

Segundo MOTTA MARQUES (1998), a comunidade biológica que existe em um corpo d’água é o resultado da integração de processos físicos, químicos e biológicos complexos e inter-relacionados ao longo do tempo.

Conforme destacado no Diagnóstico do Monitoramento da Qualidade da Água

em Pernambuco (SOBRAL & MONTENEGRO, 2001), o biomonitoramento não vem

sendo utilizado em toda a rede de amostragem do estado de Pernambuco e precisa ser

estimulado, em face de sua capacidade de registrar alterações nos organismos

presentes nos ecossistemas monitorados. A primeira etapa para tal é a identificação

das espécies que se apresentam mais adequadas.

A CPRH possui um laboratório de ecotoxicologia (Vibrio fisheri –

fotobactéria), atualmente em fase de estudos experimentais, elaborando a

“Avaliação dos danos causados pelo despejo industrial no Riacho Algodoais –

Cabo de Santo Agostinho”, como parte do treinamento das técnicas de

laboratório e interpretação de resultados. A implantação deste laboratório é

parte integrante do convênio com a GTZ. Esses testes vêm sendo feitos

utilizando-se pequenos peixes “Daphnia magna” para os testes de toxicidade

de 24 e de 48 horas. Coloca- se como perspectiva para o monitoramento da

qualidade da água no estado de Pernambuco a implantação de

biomonitoramento. Sugere- se também a inclusão de um projeto piloto

ampliando o biomonitoramento atual para outras bacias do estado. O projeto

piloto poderia também estar incluído em uma fase posterior do PNMA.

SUGESTÕES PARA DETERMINAÇÃO DA VIABILIDADE DE ADOÇÃO DOS ÍNDICES E

INDICADORES SELECIONADOS


101

Sugere-se que no âmbito do projeto do estado de Pernambuco do PNMA

II, no que se refere a revisão do monitoramento existente e proposta de

reestruturação, seja realizada campanha de monitoramento com a

determinação dos parâmetros necessários a determinação dos indicadores

selecionados. Essa prática permitiria a avaliação da viabilidade de adoção dos

índices e indicadores selecionados, ao mesmo tempo que se avalia a eficácia

na aplicação desses na análise da qualidade da água.

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113

ANEXO


114

Figura . Estações de monitoramento da qualidade da água na bacia do Prata em território Brasileiro. Fonte: ANEEL, 2001.

6.3. Índices de qualidade de Água utilizados pela

Documents