hidrogeoquÍmica e indicadores de …‡Ão...uff. sdc. biblioteca de pós-graduação em...

INSTITUTO DE QUÍMICA

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM GEOCIÊNCIAS - GEOQUÍMICA

DAVID NEVES DE OLIVEIRA

HIDROGEOQUÍMICA E INDICADORES DE QUALIDADE DAS ÁGUAS SUPERFICIAIS DO MUNICÍPIO DE TRÊS RIOS/RJ E SEU ENTORNO

NITERÓI

2017

DAVID NEVES DE OLIVEIRA

HIDROGEOQUÍMICA E INDICADORES DE QUALIDADE DAS ÁGUAS

SUPERFICIAIS NO MUNICÍPIO DE TRÊS RIOS/RJ E SEU ENTORNO

Dissertação apresentada ao Curso de Pós-

Graduação em Geociências da Universidade

Federal Fluminense, como requisito parcial para a

obtenção do Grau de Mestre. Área de

Concentração: Geoquímica Ambiental.

Orientadora:

Profª. Drª. Olga Venimar de Oliveira Gomes

Coorientador:

Prof. Dr. Emmanoel Vieira Da Silva Filho

NITERÓI

2017

UFF. SDC. Biblioteca de Pós-Graduação em Geoquímica

O48 Oliveira, David Neves de.

Hidrogeoquímica e indicadores de qualidade das águas superficiais no Município de Três Rios/RJ e seu entorno / David Neves de Oliveira. – Niterói : [s.n.], 2017.

167 f. : il. ; 30 cm.

Dissertação (Mestrado em Geociências - Geoquímica Ambiental) - Universidade Federal Fluminense, 2017. Orientador: Profª Drª Olga Venimar de Oliveira Gomes. Coorientador: Profº Drº Emmanoel Vieira da Silva Filho.

1. Hidrogeoquímica. 2. Recurso hídrico. 3. Contaminação. 4.

Elemento traço. 5. Três Rios (RJ). 6. Produção intelectual. I. Título.

CDD 551.48

Dedico este trabalho aos alicerces e fundamentos

da minha vida: Minha Família e principalmente Deus,

―pois Seu fôlego de vida em mim me foi sustento

e me deu coragem para questionar realidades e propor

sempre um novo mundo de possibilidades‖.

AGRADECIMENTOS

A Deus por ter me sustentado e guiado meus passos nessa caminhada. Sei que

sempre esteve comigo, pois sem o Senhor eu nada seria.

A minha família Maria Alice, Gilmar Santos, Douglas Neves, Dhara Neves, Cyntia

Augusto e Leonardo Augusto pelo apoio incondicional e irrestrito.

A minha segunda família Marlene Cardoso, Paulo Pereira, Narjara Ynghrid e Nágilla

Francielle pelo carinho e atenção de sempre.

A minha noiva Nágilla Francielle por toda a paciência, dedicação e por tudo aquilo

que você representa: meu porto seguro!

Aos meus tios, Glória Marques e Alfredo Rufino por me aceitarem em sua casa e me

recebido como um filho. Obrigado por todo carinho, por cada conversa e ensinamentos. Serei

eternamente grato.

A minha prima e amiga Bárbara Rabelo pela convivência e os ótimos momentos

compartilhados durante esses dois anos de mestrado.

A Ana Lúcia pelo carinho e cuidado.

A minha vó Maria de Lourdes pelo acolhimento e carinho imutável de sempre.

A minha orientadora, mentora e amiga Professora Drª. Olga Gomes que com

maestria e dedicação me conduziu a elaboração dessa dissertação. Obrigado pelo convite,

pelos conhecimentos gerados e pela incansável contribuição profissional e pessoal. Mais uma

vez a senhora fez a diferença e por isso essa vitória também é sua!

Ao meu coorientador Professor Dr. Emmanoel Vieira pela oportunidade, apoio e

contribuições impares para o desenvolvimento da pesquisa. Obrigado por disponibilizar o seu

tempo, equipamentos, materiais científicos e principalmente por compartilhar seus valorosos

conhecimentos em prol das minhas atividades.

A Professora Drª. Luciane Moreira pelas inumeráveis contribuições para o

desenvolvimento dessa pesquisa. Sem sombras de dúvidas você foi uma peça fundamental

para o trabalho.

Ao Professor Dr. Edson Bidone pelos conhecimentos transmitidos sobre gestão

ambiental e qualidade de água.

A Professora Drª. Elisamara Sabadini que com apenas um gesto mostrou

sensibilidade e compreensão.

Ao pesquisador Dr. Eduardo Marques, vulgo ―Festinha‖, mas diria o ―Cara‖ pelas

preciosas dicas e discussões em análises multivariadas.

A Conceição Filgueiras (Ciça) e Elisabete D’Oliveira pelo privilégio e oportunidade

de conviver ao lado de pessoas maravilhosas. Com certeza o mestrado tornou-se mais leve

com vocês por perto!

A Ingrid Dias pela amizade e companheirismo na realização dessa dissertação. Com

uma página realizou grandes feitos e com sua solicitude me ensinou as primeiras análises.

A Julia Duarte pela amizade, carinho e companheirismo antes e durante o mestrado.

Obrigado por ter salvado minhas amostras de carbono.

Ao Thiago Andrade pela parceria de sempre e companheirismo nas jornadas

laboratoriais.

Ao Thiago Figueiredo pela ajuda incansável na realização das análises de mercúrio.

Obrigado por não ter desistido.

Ao Leandro Candeia, Camila Rodrigues e Juliana Santos pela dedicação e ajuda nas

análises laboratoriais.

Ao Gabriel Soares, Ana Carolina e Helder Martins pela parceria e ajuda nos campos.

Ao Daniel Tremmel e Thais Maranhão pelos incontáveis litros de água destilada

doados e por sempre se manterem dispostos e atenciosos.

Ao Dr. Tristan Rousseau e Dr. Vinicius Kütter pela ajuda nas análises dos elementos-

traço e pela prontidão em atender ao nosso pedido de socorro.

Ao Mestre Ricardo Sierpe pelas aulas de geoprocessamento que foram primordiais

para elaboração dos meus mapas.

A todos os técnicos, docentes e discentes da Geoquímica que contribuíram de alguma

forma para a minha vida acadêmica e no desenvolvimento do meu trabalho.

Ao Programa de Pós-Graduação em Geoquímica pela oportunidade e suportes

necessários para realização do mestrado.

Ao CNPq e FAPERJ pela concessão de bolsas de estudo.

A todos aqueles que torceram e oraram por mim.

RESUMO

As águas superficiais brasileiras vêm sofrendo constantes alterações em sua qualidade devido

às atividades antrópicas e influências do uso e ocupação da região do entorno das bacias

hidrográficas. Diante da complexidade dos sistemas lóticos, através de métodos estatísticos,

muitos pesquisadores buscam identificar variáveis representantes das condições do corpo

hídrico. Neste contexto, o objetivo do trabalho foi analisar temporal e espacialmente os

aspectos hidrogeoquímicos e de qualidade das águas dos rios Piabanha, Paraibuna e Paraíba

do Sul no município de Três Rios (RJ), por meio de análise fatorial. Para isso foram

selecionados oito pontos de amostragens ao longo dessas drenagens, sendo seis localizados no

rio Paraíba do Sul, um no Piabanha e um no Paraibuna. Além de medidas físico-químicas ―in

situ‖como pH, potencial oxi-redutor, condutividade elétrica e oxigênio dissolvido, amostras

foram coletadas trimestralmente durante um ano hidrológico para análises de íons como Na+,

K+, Mg

2+, Ca

2+, Cl

-, SO4

2-, HCO3

-, F

- e B

-, elementos traço Al, As, Ba, Cd, Cu, Cr, Fe, Hg,

Mn, Mo, Ni, Se, Sr e V, nutrientes como N-total, NH4+, NO2

-, NO3

-, P-total e PO4

3-, SiO2,

coliformes totais, termotolerantes, material particulado em suspensão - MPS, carbono

orgânico dissolvido - COD e demanda bioquímica de oxigênio - DBO. Dentre os parâmetros

físico-químicos, apenas o oxigênio dissolvido e a turbidez apresentaram discordância com os

valores de referência estabelecido na Resolução CONAMA 357 de 2005. A concentração de

MPS foi condicionada ao regime pluviométrico da área de estudo, de modo que as maiores

concentrações foram registradas no período chuvoso e as menores no período de estiagem. No

entanto, as diversas barragens e/ou sistemas de contenções de erosões presentes a montante

dos segmentos amostrados, reduziram em maior ou menor grau os valores de MPS obtidos

nos três rios. Para os períodos chuvoso e seco, as águas superficiais foram classificadas

predominantemente como bicarbonatada sódica a mista. Entre as frações nitrogenadas, o

nitrato prevaleceu em época seca, como resultado da oxidação da matéria orgânica de

efluentes domésticos. Dentre os metais, os elementos-traço Al, Fe e Hg foram os mais

representativos para depreciação da qualidade hídrica. De modo geral, a qualidade das águas

superficiais durante o período chuvoso foi influenciada por processos erosivos, ao passo que

no período seco foi controlada pelo escoamento de base e pelo lançamento de efluentes

domésticos sem tratamento prévio.

Palavras-chaves: Recursos Hídricos, Rio Paraíba do Sul, Contaminação, Elementos traço.

ABSTRACT

The Brazilian surface waters have been constantly changing their quality due to the anthropic

activities and influences of the use and occupation of the region around the watersheds.

Given the complexity of the lotic systems, many researchers have sought through statistical

methods to recognize variables that can represent the conditions of the hydric body. In this

context, the aim of this work was to analyze in the time and in the space the

hydrogeochemical aspects and water quality of the Piabanha, Paraibuna and Paraíba do Sul

rivers in Três Rios municipality, Rio de Janeiro State, and its surroundings by multivariate

statistical analyzes. Therefore, eight sampling points were selected along those water bodies,

which six are situated in the Paraíba do Sul river, one in Piabanha and one in Paraibuna. The

samples were collected quarterly during a hydrological year. In the field, the physicochemical

parameters were measured in loco such as pH, oxy-reductive potential, electrical conductivity

and dissolved oxygen and in the laboratory were carried out analyzes for the ions Na+, K

+,

Mg2+

, Ca2+

, Cl-, SO4

2-, HCO3

-, F

- and B

-; for the trace-elements Al, As, Ba, Cd, Cu, Cr, Fe,

Hg, Mn, Mo, Ni, Se, Sr e V; for the main nutrients N-total, NH4+, NO2

-, NO3

-, P-total and

PO43-

, SiO2, the total coliforms and thermotolerants, the suspension particulate matter – SPM,

the dissolved organic carbon – DOC and the biochemical oxygen demand – BOD. Among the

physical-chemical parameters, only the dissolved oxygen and turbidity showed disagreement

with the reference values set out in Federal Resolution CONAMA 357/2005. The

concentration of SPM was conditioned by the rainfall behavior of the study area, displaying

the highest concentrations in the rainy season and the lowest ones in the dry season. However,

the various dams and/or retaining walls present upstream from the segments sampled, reduced

the SPM values obtained in the three rivers. The surface waters were chemically classified as

sodium bicarbonate to mix for both wet and dry periods. Among the nitrogenous fractions

present in surface waters, the nitrate prevailed in the dry season as a result of the oxidation of

the organic matter from domestic effluents. Regarding the trace elements Al e Hg were the

most representative for the depreciation of water quality. In general, the quality of the surface

waters during the rainy season was influenced by erosive processes in the rivers banks, while

in the dry season the influence was based on the base flow and on the launch of domestic

effluent without previous treatment.

Keywords: Water resources, Paraíba do Sul River, Contamination, Trace Elements.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Desenho esquemático do movimento da água nos seus diversos reservatórios em

escala global. ............................................................................................................................ 24

Figura 2 - Esquematização dos processos hidrológicos que ocorrem no âmbito de uma bacia

hidrográfica. .............................................................................................................................. 25

Figura 3 – Fontes naturais de elementos traços presente em ambiente aquoso....................... 32

Figura 4 - Comparação entre áreas construídas/antropizadas x áreas em condições naturais. 36

Figura 5 – Ciclo do nitrogênio na natureza. ............................................................................ 39

Figura 6 – Concentração das diferentes formas de nitrogênio no meio aquoso em relação ao

tempo ou a distância da fonte de poluição. ............................................................................... 40

Figura 7 - Apreensão de pessoas e objetos relacionados à mineração clandestina de ouro no

município de Três Rios. ............................................................................................................ 44

Figura 8 – Ciclo biogeoquímico do mercúrio e suas diferentes vias de acesso ao meio

ambiente. .................................................................................................................................. 45

Figura 9 - Representação do diagrama de Piper ...................................................................... 47

Figura 10 - Ilustração da aplicação do modelo de análise fatorial. ......................................... 54

Figura 11 - Localização esquematizada dos municípios (Paraíba do Sul/RJ e Três Rios/RJ)

abrangidos pela área do estudo. ................................................................................................ 58

Figura 12 - Espacialização dos pontos de amostragens ao longo dos principais corpos d’água

dos municípios de Paraíba do Sul e Três Rios.......................................................................... 60

Figura 13 - Identificação de uma pequena faixa de vegetação ripária em ambas as margens do

ponto de amostragem P-12 (a) e a presença de três fontes pontuais de lançamentos de

efluentes (b, c e d) a montante desse ponto. ............................................................................. 61

Figura 14 - Margens do ponto P-08 sob pouca influência de ocupação residencial e industrial,

mas com extensas áreas de pastagens. ...................................................................................... 62

Figura 15 - Ponto de amostragem onde as águas do rio Paraíba do Sul fluem mais lentamente,

principalmente em períodos de estiagem.................................................................................. 63

Figura 16 - Ponto localizado na região central do município de Três Rios (a), onde é possível

observar próximo ou no trecho amostrado algumas peculiaridades como: ocupação marginal

(b), afloramento rochoso da calha do rio (c) e lançamento in natura de esgoto doméstico (d).

.................................................................................................................................................. 64

Figura 17 - Ponto localizado a jusante do adensamento urbano em uma das saídas do

município de Três Rios. ............................................................................................................ 65

Figura 18 - Trecho com a maior área de fragmento florestal entre os pontos amostrados no rio

Paraíba do Sul. .......................................................................................................................... 65

Figura 19 - Inserido na área de Reserva Ambiental do Pontal – município de Três Rios, o P-

02 é o ponto de amostragem do rio Piabanha. .......................................................................... 66

Figura 20 - Trecho amostrado do rio Paraibuna entre os limites territoriais dos municípios de

Três Rios/RJ e Chiador/MG. .................................................................................................... 67

Figura 21 - Principais fisionomias vegetais e sua distribuição territorial nos municípios

correspondentes a área de estudo.............................................................................................. 68

Figura 22 - Espacialização e categorização do uso e ocupação do solo ao longo dos

municípios de Paraíba do Sul/RJ e Três Rios/RJ. .................................................................... 70

Figura 23 - Caracterização pedológica e distribuição dos diferentes tipos de solos nos

municípios de Paraíba do Sul/RJ e Três Rios/RJ. .................................................................... 71

Figura 24 - Classificação e distribuição litológica nos domínios territoriais dos municípios

abrangidos pela área da pesquisa. ............................................................................................. 73

Figura 25 - Apresentação espacial das principais classes de rochas dos municípios de Paraíba

do Sul/RJ e Três Rios/RJ. ......................................................................................................... 74

Figura 26 - Representação das principais feições geomorfológicas da área de estudo. .......... 75

Figura 27 - Representação gráfica das séries históricas de precipitação (1936 – 2015) e

temperatura (1950 – 1990) do município de Paraíba do Sul e Três Rios. ................................ 76

Figura 28 - Representação gráfica dos índices pluviométricos e vazão durante o ano de

amostragem. .............................................................................................................................. 77

Figura 29 - (A) Membranas de acetato de celulose antes e (B) depois da filtragem das

amostras. ................................................................................................................................... 80

Figura 30 - Procedimentos para análises de coliformes desde a entrada da amostra no

laboratório (a), introdução do reagente e homogeneização da solução (b), selagem da cartela

Quanti-Tray/2000 (c), contagem dos cubos amarelos para coliformes totais (d) e azuis

fluorescente para E. coli (e) até a leitura do número mais provável (NMP) pela tabela de

probabilidade (f). ...................................................................................................................... 82

Figura 31 - LUMEX modelo RA-915+ acoplado ao acessório RP-91 para análise de mercúrio

em amostra líquida. .................................................................................................................. 83

Figura 32 - Coluna redutora de cádmio. .................................................................................. 87

Figura 33 – Distribuição espacial e temporal das concentrações de OD (mg/L) nas águas

superficiais dos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul. ..................................................... 91

Figura 34 – Relação entre temperatura e oxigênio dissolvido nas águas superficiais

amostradas nos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul....................................................... 92

Figura 35 - Distribuição espacial e temporal dos valores de pH nas águas superficiais dos

municípios de Três Rios e Paraíba do Sul. ............................................................................... 94

Figura 36 – Distribuição espacial e temporal dos valores de temperatura (°C) das águas

superficiais amostradas nos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul. .................................. 95

Figura 37 - Distribuição espacial e temporal dos valores de turbidez (NTU) nas águas


Figura 38 - Distribuição espacial e temporal dos valores DBO (mg/L) nas águas superficiais

dos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul.......................................................................... 98

Figura 39 - Distribuição espacial e temporal do potencial de oxirredução - Eh (Mv) nas águas


Figura 40 - Distribuição espacial e temporal da Condutividade Elétrica (µS/cm) nas águas

superficiais dos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul. ................................................... 101

Figura 41 - Distribuição espacial e temporal dos Sólidos Totais Dissolvido - TDS (mg/L) nas

águas superficiais dos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul. ......................................... 102

Figura 42 - Distribuição espacial e temporal de Coliformes totais (NMP/100 mL) nas águas


Figura 43 - Distribuição espacial e temporal de Escherichia coli (NMP/100 mL) nas águas


Figura 44 - Distribuição espacial e temporal dos valores de Material Particulado em

Suspensão - MPS (mg/L) nas águas superficiais do rio Paraíba do Sul. ................................ 106

Figura 45 - Correlação entre o somatório de cátions e ânions para as águas superficiais

amostradas nos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul entre outubro de 2015 e julho de

2016. ....................................................................................................................................... 108

Figura 46 - Classificação química das águas superficiais nos municípios de Três Rios e

Paraíba do Sul (período seco e período chuvoso) por meio do diagrama de Piper. ............... 110

Figura 47– Distribuição das amostras das águas superficiais dos municípios de Três Rios e

Paraíba do Sul durante o período chuvoso e seco por meio do diagrama de Gibbs. .............. 111

Figura 48 - Diagrama de Schoeller para as águas superficiais amostradas nas campanhas de

outubro de 2015 e janeiro de 2016. ........................................................................................ 114

Figura 49 - Diagrama de Schoeller para as águas superficiais amostradas nas campanhas de

abril de 2016 e julho de 2016. ................................................................................................ 115

Figura 50 - Comportamento das frações de nitrogênio em águas superficiais dos municípios

de Paraíba do Sul e Três Rios durante o período chuvoso e seco .......................................... 117

Figura 51 – Distribuição espacial e temporal das concentrações de Fósforo total - PTOTAL nas

águas superficiais dos municípios de Paraíba do Sul e Três Rios. ......................................... 119

Figura 52 - Concentração de elementos-traço em função da variação temporal (período

chuvoso e período seco). ........................................................................................................ 125

Figura 53 – Distribuição espacial e temporal das concentrações de Hg dissolvido nas águas

superficiais dos municípios de Paraíba do Sul e Três Rios. ................................................... 130

Figura 54 - Classificação do nível de qualidade de água com base no IQA utilizado pela

CETESB. ................................................................................................................................ 133

Figura 55 - Classificação do nível de qualidade de água com base no IQA utilizado pelo

IGAM. .................................................................................................................................... 134

Figura 56 - Agrupamento dos pontos de amostragens das águas superficiais da área de

estudo. ..................................................................................................................................... 135

Figura 57 - Projeção das cargas fatoriais do fator 1 versus fator 2 – período chuvoso. ........ 137

Figura 58 - Projeção das cargas fatoriais do fator 3 versus fator 4 – período chuvoso. ........ 138

Figura 59 - Espacialização e apresentação gráfica dos escores obtidos para o Fator 1 do

período chuvoso. ..................................................................................................................... 138


período chuvoso. ..................................................................................................................... 139


período chuvoso. ..................................................................................................................... 140


período chuvoso. ..................................................................................................................... 140

Figura 63 - Projeção das cargas fatoriais do fator 1 versus fator 2 – período seco. .............. 142

Figura 64 - Projeção das cargas fatoriais do fator 2 versus fator 3 – período seco. .............. 143


período seco. ........................................................................................................................... 143


período seco. ........................................................................................................................... 144


período seco. ........................................................................................................................... 144

Figura 68 – Modelo simplificado dos fatores antrópicos, naturais e processos exógenos que

alteram a qualidade das águas superficiais no município de Três Rios e seu entorno. .......... 146

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Relação entre a classificação dos corpos hídricos, usos destinados e as respectivas

condições da qualidade estabelecida pela resolução CONAMA 357/2005. ............................ 26

Tabela 2 – Impactos negativos relacionados ao processo de eutrofização causados pelo aporte

de níveis elevados de nutrientes (nitrogênio e fósforo) em águas superficiais. ....................... 38

Tabela 3 - Efeitos tóxicos dos elementos traços sobre a saúde humana. ................................. 50

Tabela 4 – Peso atribuído aos parâmetros do IQA- CETESB e IQA-IGAM. ......................... 53

Tabela 5 - Localização georreferenciada dos pontos de amostragens selecionados nos

principais recursos hídricos superficiais da área de estudo. ..................................................... 60

Tabela 6 - Erro prático permitido para diferentes valores de somatórios dos íons.................. 88

Tabela 7 - Concentração de MPS em diversos rios brasileiros durante o período de estiagem e

o período chuvoso. .................................................................................................................. 107

Tabela 8 - Concentração em mg/L de NTOTAL, PTOTAL e razão N:P dos diferentes pontos

amostrados durante o período seco. ........................................................................................ 121

Tabela 9 – Comparação entre as concentrações médias (µg/L) dos elementos-traço desse

trabalho com os estudos realizados por Gomes, Cruz e Silva-Filho (2010) e Gomes et al.,

(2013) no município de Três Rios durante o período chuvoso e seco. ................................... 128

Tabela 10 - Análise fatorial dos parâmetros amostrados nas águas superficiais do município

de Três Rios e entorno durante o período chuvoso. ............................................................... 136

Tabela 11 - Análise fatorial dos parâmetros amostrados nas águas superficiais do município

de Três Rios e entorno durante o período seco. ...................................................................... 141

LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS

ACP – ANÁLISE DE COMPONENTES PRINCIPAIS

AD – ANÁLISE DISCRIMINANTE

AF – ANÁLISE FATORIAL

ANA – AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS

CBA – COMPANHIA BRASILEIRA DE ALUMÍNIO

CE – CONDUTIVIDADE ELÉTRICA

CETESB – COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DO SÃO PAULO

CONAMA – CONSELHO NACIONAL DE MEIO AMBIENTE

CPRM – COMPANHIA DE PESQUISA DE RECURSOS MINERAIS

DBO – DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXIGÊNIO

Eh – POTENCIAL DE OXI-REDUÇÃO

EMBRAPA – EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA

IBGE – INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA

ICP-MS - ESPECTRÔMETRO DE MASSA COM FONTE DE PLASMA

INDUTIVAMENTE ACOPLADO

IGAM – INSTITUTO MINEIRO DE GESTÃO DAS ÁGUAS

INEA – INSTITUTO ESTADUAL DO AMBIENTE

IQA – ÍNDICE DE QUALIDADE DA ÁGUA

MPS – MATERIAL PARTICULADO EM SUSPENSÃO

NMP – NÚMERO MAIS PROVÁVEL

OD – OXIGÊNIO DISSOLVIDO

PCH – PEQUENA CENTRAL HIDRELÉTRICA

pH – POTÊNCIAL HIDROGENIÔNICO

T – TEMPERATURA

TDS – SÓLIDOS DISSOLVIDOS TOTAIS

TURB – TURBIDEZ

UFF – UNIVERSIDADE FEDERAL FLUMINENSE

US.EPA – AGÊNCIA DE PROTEÇÃO AMBIENTAL DOS ESTADOS UNIDOS DA

AMÉRICA

UTM – SISTEMA UNIVERSAL TRANSVERSO DE MERCATOR

Sumário

RESUMO ................................................................................................................................... 8

ABSTRACT .............................................................................................................................. 9

LISTA DE FIGURAS ............................................................................................................. 10

LISTA DE TABELAS ............................................................................................................ 15

1. INTRODUÇÃO .................................................................................................................. 20

2. OBJETIVOS ....................................................................................................................... 23

2.1. OBJETIVO GERAL ...................................................................................................... 23

2.1.1. Objetivos específicos ............................................................................................. 23

3. BASE TEÓRICA ................................................................................................................ 24

3.1. CICLO HIDROLÓGICO .............................................................................................. 24

3.2. LEGISLAÇÃO VIGENTE PARA CLASSIFICAÇÃO DOS CORPOS HÍDRICOS .. 26

3.3. ALTERAÇÃO DA QUALIDADE HÍDRICA POR FATORES NATURAIS ............. 30

3.4. ALTERAÇÃO DA QUALIDADE HÍDRICA POR FATORES ANTRÓPICOS ........ 34

3.4.1. Urbanização .......................................................................................................... 34

3.4.2. Agricultura ............................................................................................................ 42

3.4.3. Mineração .............................................................................................................. 43

3.5. DIAGRAMAS HIDROQUÍMICOS.............................................................................. 46

3.5.1. Diagramas de Piper .............................................................................................. 46

3.5.2. Diagramas de Schoeller ........................................................................................ 47

3.6. DOENÇAS RELACIONADAS À VEICULAÇÃO HÍDRICA .................................... 47

3.7. MONITORAMENTO E AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA..................... 51

3.8. ANÁLISES ESTATÍSTICAS MULTIVARIADAS ..................................................... 54

3.8.1. Análise Fatorial ..................................................................................................... 54

3.9. ESTUDOS UTILIZANDO TÉCNICAS MULTIVARIADAS ..................................... 55

4. ÁREA DE ESTUDO ........................................................................................................... 58

4.1. COBERTURA E USO DO SOLO ................................................................................ 67

4.2. SOLO ............................................................................................................................. 70

4.3. GEOLOGIA .................................................................................................................. 71

4.4. GEOMORFOLOGIA .................................................................................................... 74

4.5. CLIMA .......................................................................................................................... 75

5. MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................... 78

5.1. ANÁLISES DE LABORATÓRIO ................................................................................ 79

5.2. TRATAMENTO DOS DADOS .................................................................................... 87

5.2.1. Balanço Iônico e Erro Analítico .......................................................................... 87

5.2.2. Classificação Iônica .............................................................................................. 88

5.2.3. Análises Estatísticas .............................................................................................. 88

6. RESULTADOS E DISCUSSÃO ....................................................................................... 90

6.1. PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS ......................................................................... 90

6.2. PARÂMETROS MICROBIOLÓGICOS .................................................................... 102

6.3. MATERIAL PARTICULADO EM SUSPENSÃO .................................................... 104

6.4. HIDROGEOQUÍMICA ............................................................................................... 108

6.4.1. Íons Maiores ........................................................................................................ 108

6.5. NUTRIENTES ............................................................................................................ 116

6.6. ELEMENTOS-TRAÇO .............................................................................................. 121

6.6.1. Mercúrio .............................................................................................................. 128

6.7. ÍNDICE DE QUALIDADE DE ÁGUA – IQA ........................................................... 132

6.8. ANÁLISES MULTIVARIADAS ............................................................................... 134

6.8.1. Período Chuvoso ................................................................................................. 135

6.8.2. Período Seco ........................................................................................................ 140

7. CONCLUSÃO ................................................................................................................... 145

8. REFERÊNCIAS ............................................................................................................... 147

9. APÊNDICES ..................................................................................................................... 163

20

1. INTRODUÇÃO

Entre os recursos naturais disponíveis na natureza, os recursos hídricos são

extremamente importantes para a existência e manutenção da espécie humana, além do

desenvolvimento de diversas atividades econômicas. A água preenche cerca de ¾ da

superfície do planeta, sendo que a maior parte dela (97,5%) é salgada, encontrada nos oceanos

e mares, inadequada para o consumo humano sem um tratamento que geralmente se mostra

inviável economicamente (FARIAS, 2006). Ainda de acordo com o autor, dos 2,5% restantes

que correspondem a água doce, apenas uma pequena parcela (0,27%) se apresenta sob a

forma facilmente disponível para o uso humano como rios e lagos.

Os recursos hídricos superficiais presentes no território brasileiro representam 50%

do total dos recursos da América do Sul e 11% dos recursos mundiais (GONÇALVES, 2009).

Apesar da abundância, a qualidade das águas superficiais vem se deteriorando e sofrendo

constantes ameaças antrópicas, principalmente em áreas urbanas, onde 85% da população

brasileira está inserida (PITRAT, 2010). Contudo, essa alteração da qualidade não é apenas

significativa no ambiente físico, mas também é reverberada na sociedade, pois, de acordo com

Merten e Minella (2002), 80% das internações hospitalares do país é em decorrência de

doenças de veiculação hídrica como amebíase, giardíase, gastroenterite, febre tifoide, hepatite

infecciosa, cólera, entre outras doenças que ocorrem devido à qualidade imprópria da água

para consumo humano.

O comprometimento do caráter qualitativo da água para fins de abastecimento

doméstico é decorrente de contaminações causadas por diversas fontes, tais como

esgotamento doméstico, constituídas essencialmente por contaminantes orgânicos, nutrientes

e microrganismos, que podem ser agentes infecciosos; efluentes industriais, decorrente das

matérias-primas e dos processos industriais utilizados; e o deflúvio superficial urbano e

agrícola, constituídos de sedimentos, nutrientes, agroquímicos e dejetos animais.

Os impactos sobre a qualidade hídrica são cada vez mais perceptíveis em países

cujos modelos de desenvolvimento urbano-industrial adotado resultaram no adensamento

populacional e no crescimento desordenado dos centros urbanos, de modo que a

contaminação tem atingido níveis alarmantes. Exemplo disso é o Brasil, que, impulsionado

por uma série de fatores políticos e econômicos de interesses nacionais e internacionais,

sofreu uma mudança de grande envergadura e forte expansão no seu padrão de urbanização e

desenvolvimento industrial a partir da década de 1970.

21

No processo de ocupação territorial, a maioria das cidades brasileiras se desenvolveu

as margens de rios, lagos, açudes ou reservatórios, uma vez que estes se tornaram os

principais recursos por sua disponibilidade e acessibilidade para o abastecimento público. No

entanto, os mesmos recursos disponíveis para o consumo humano são aqueles que estão sendo

progressivamente degradados e contaminados por atividades e/ou influências antrópicas. Os

efluentes domésticos, que deveriam ser tratados, são lançados in natura nos principais rios do

sudeste brasileiro.

No Estado do Rio de Janeiro, cidades do interior, tais como Paraíba do Sul e Três

Rios, na região centro-sul fluminense, que devido a limitações financeiras e questões de

gestão pública, não apresentam em seus domínios territoriais estações de tratamento que

efetivamente garantam o tratamento de seus efluentes.

Cabe ressaltar que nos últimos 10 anos, esses municípios considerados de médio

porte, vislumbraram um considerável crescimento econômico. Especialmente o município de

Três Rios, que por conta dos diversos incentivos fiscais concedidos pelos governos Estadual e

Federal e à localização estratégica da cidade, que apresenta fácil acesso a três dos maiores

centros econômicos do país: Rio de Janeiro, São Paulo e Belo Horizonte, obteve uma forte

expansão urbano-industrial, pressionando e comprometendo ainda mais a qualidade do

recurso hídrico e a própria saúde dos seus usuários.

Nota-se, entretanto, que a qualidade da água não é influenciada somente pelas

atividades antrópicas, apesar destas serem extremamente importantes para a mudança das

características hídricas, mas também por fatores naturais como, por exemplo, a precipitação

(MENDIGUCHÍA, 2004).

Andrade, Palácio e Crisóstomo (2005) aponta que a poluição das águas superficiais

normalmente é potencializada e intensificada no período de estiagem, devido principalmente a

diminuição do volume de armazenamento de água no corpo receptor e a consequente

diminuição da sua capacidade de depuração, fazendo com que, a concentração dos poluentes

no referido ambiente se tornem maiores. Entretanto, para Oliveira (2014), a poluição dos

corpos hídricos se acentua tanto em época chuvosa quanto em época seca, de modo que os

meses com maior vazão devido ao volume mais acentuado de chuvas apresentam as maiores

concentrações dos poluentes dispersos da área de drenagem para o rio, em consequência ao

aumento do escoamento superficial e revolvimento do material de fundo. Por outro lado, os

meses de estiagem apresentam maior influência das variáveis correlacionadas ao constante

lançamento de esgoto doméstico e à diminuição da capacidade de diluição das cargas

poluidoras (OLIVEIRA, 2014).

22

Todavia, a poluição dos rios não se acentua apenas na escala temporal, mas também

espacialmente sob influencia das peculiaridades e complexidades do entorno da bacia

hidrográfica (PINTO FILHO; SANTOS; SOUZA, 2012).

De acordo Mayorga e Aufdenkampe (2002) e Krusche et al. (2005) os materiais

dissolvidos e particulados das águas superficiais, transportados pelos sistemas de drenagem,

têm características e composição determinada pela geologia local, cobertura vegetal e uso do

solo, carregando assim, a assinatura geoquímica da região.

Portanto, conhecer a qualidade da água disponível é de suma importância para a

gestão e uma melhor tomada de decisão em relação aos recursos hídricos (BILICH;

LACERDA, 2005), principalmente quando estes atravessam ou estão situados em municípios

como Três Rios. Município que além de representar uma ameaça à depreciação da qualidade

hídrica por sua expansão urbano-industrial, depende única e exclusivamente das águas

superficiais para o abastecimento público e desenvolvimento dos diferentes segmentos

econômicos.

23

2. OBJETIVOS

2.1. OBJETIVO GERAL

Analisar temporal e espacialmente os aspectos hidrogeoquímicos e a qualidade das

águas dos rios Piabanha, Paraibuna e Paraíba do Sul no município de Três Rios, RJ e seu

entorno por meio da seleção de indicadores através de análises estatísticas multivariadas.

2.1.1. Objetivos específicos

Fazer o mapeamento das condições ambientais e do uso e ocupação do solo na

bacia hidrográfica;

Comparar os resultados obtidos com a legislação ambiental e de saúde

tomando como base o CONAMA 357/05 (Classe II) e a Portaria MS 2914/11

do Ministério da Saúde;

Relacionar a pluviosidade e dados de vazão com as concentrações e

comportamento dos parâmetros físico, químicos e microbiológicos;

Realizar a classificação das águas superficiais através de diagramas

hidroquímicos (Piper, Schoeller, etc);

Avaliar a qualidade das águas das três bacias de drenagem através do Índice de

Qualidade de Água (IQA) empregado pela CETESB - Companhia Ambiental

do Estado de São Paulo e pelo IGAM – Instituto Mineiro de Gestão das Águas;

Identificar a origem dos fatores (natural ou antrópico) que determinam a

composição e a qualidade da água do Rio Paraíba do Sul nos diferentes trechos

amostrados através de análise estatística multivariada;

24

3. BASE TEÓRICA

3.1. CICLO HIDROLÓGICO

A distribuição da água no Planeta Terra se dá de forma heterogenia, entretanto, a sua

quantidade total permanece constante ao longo da escala de tempo de milhares de anos,

movendo-se ciclicamente nos seus diferentes estados físicos (sólido, líquido e gasoso) entre

compartimentos oceânicos, atmosférico e terrestres (HARTMAN, 1994).

O movimento da água entre os diferentes reservatórios retratados pela figura 1 é

conhecido como ciclo hidrológico, cujo fenômeno global caracteriza-se por uma circulação

fechada que é impulsionada essencialmente pela energia solar associada com a gravidade e a

rotação terrestre (TUCCI, 1993). No entanto, o autor estabelece que em escala local, a nível

de bacia hidrográfica ou bacia de drenagem, o ciclo hidrológico é caracterizado por um ciclo

aberto, uma vez que nem todo o volume de chuva precipitado nos continentes evapora,

podendo sair do sistema por meio dos rios, aquíferos e oceanos.

Figura 1 - Desenho esquemático do movimento da água nos seus diversos reservatórios em escala global.

Fonte: COLERIDGE, 2006.

Segundo Tucci (2006), os processos hidrológicos que permeiam o âmbito de uma

bacia hidrográfica possuem fluxos vertical e longitudinal, onde o vertical é caracterizado

25

pelos processos de precipitação, evapotranspiração, umidade e fluxo no solo, ao passo que o

fluxo longitudinal é representado pelos escoamentos de superfície e subterrâneo, conforme

esquematizado pela figura 2.

Figura 2 - Esquematização dos processos hidrológicos que ocorrem no âmbito de uma bacia hidrográfica.

Fonte: Tucci, 2006.

O escoamento superficial é o estágio do ciclo hidrológico representado pelo

deslocamento da água na superfície terrestre e nos cursos d’água naturais (VILELA; MATOS,

1975). Sua origem fundamenta-se no evento climático de precipitação e se constitui numa das

mais notórias etapas desse ciclo, uma vez que grande parte dos estudos está relacionada com o

aproveitamento da água de escoamento e à proteção contra os fenômenos provocados pelo seu

deslocamento (VILELA; MATOS, 1975).

Para Lagadec et al. (2016), o escoamento superficial é caracterizado pela água de

precipitação que não se infiltra no solo, mas flui sobre a superfície em direção a um rio

permanente. Nesse sentido, é possível observar dois processos de escoamento: 1) Escoamento

Hortoniano, que ocorre quando a intensidade pluviométrica é maior do que a capacidade de

infiltração do solo (HORTON, 1933) e 2) Escoamento por saturação, que ocorre quando a

capacidade de armazenamento do solo é restrita ou quando o solo já se encontra saturado

(HEWLETT; HIBBERT, 1967). No entanto, cabe salientar, que além da contribuição do

escoamento superficial para a formação dos rios, a água que se infiltra perpendicularmente no

solo desloca-se subterraneamente e em um dado momento retorna a superfície abastecendo o

principal corpo hídrico da bacia (escoamento de base).

Kitamura et al. (2002) relatam que os ambiente hídrico (principalmente rios e lagos)

são utilizados mundialmente com distintas finalidades, entre as quais se evidenciam o

abastecimento público destinado ás necessidades pessoais, domésticas e industriais, a pesca e

26

aquicultura, geração de energia, turismo e recreação, navegação, irrigação e a harmonia

paisagística.

A qualidade de um ambiente hídrico pode ser caracterizada pela presença de

substâncias de caráter orgânico ou inorgânico, em diferentes concentrações e especiações

(STROHSCHOEN et al., 2009) que são estabelecidos de acordo com os diversos usos.

3.2. LEGISLAÇÃO VIGENTE PARA CLASSIFICAÇÃO DOS CORPOS HÍDRICOS

No Brasil, o documento legal que dispõe sobre a classificação dos corpos hídricos e

diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como das condições e padrões de

qualidade das águas é a resolução CONAMA 357 de 17 de março de 2005, conforme

apresentado pela tabela 1.

Tabela 1 - Relação entre a classificação dos corpos hídricos, usos destinados e as

respectivas condições da qualidade estabelecida pela resolução CONAMA 357/2005.

(continua)

Classes Usos destinados Condições da qualidade de água

Classe Especial

a) ao abastecimento para consumo

humano, com desinfecção;

b) à preservação do equilíbrio

natural das comunidades aquáticas;

c) à preservação dos ambientes

aquáticos em unidades de

conservação de proteção integra

a) deverão ser mantidas as condições

naturais do corpo hídrico.

27



(continuação)

Classe 1


humano, após tratamento

simplificado;

b) à proteção das comunidades

aquáticas;

c) à recreação de contato primário,

tais como natação, esqui aquático e

mergulho, conforme Resolução

CONAMA n° 274, de 2000;

d) à irrigação de hortaliças que são

consumidas cruas e de frutas que se

desenvolvam rentes ao solo e que

sejam ingeridas cruas sem remoção

de película;

e) à proteção das comunidades

aquáticas em Terras Indígenas.

a) não verificação de efeito tóxico crônico

a organismos;

b) materiais flutuantes: virtualmente

ausentes;

c) óleos e graxas: virtualmente ausentes;

d) substâncias que comuniquem gosto ou

odor: virtualmente ausentes;

e) corantes provenientes de fontes

antrópicas: virtualmente ausentes;

f) resíduos sólidos objetáveis:

virtualmente ausentes;

g) coliformes termotolerantes: não deverá

exceder um limite de 200 coliformes por

100 mililitros;

h) DBO 5 dias a 20°C até 3 mg/L O2;

i) OD não inferior a 6 mg/L O2;

j) turbidez até 40 unidades nefelométrica

de turbidez (UNT);

l) cor verdadeira;

m) pH: 6,0 a 9,0.

28



(continuação)

Classe 2



convencional;

b) à proteção das comunidades

aquáticas;

c) à recreação de contato primário,

tais como natação, esqui aquático e

mergulho, conforme Resolução

CONAMA no 274, de 2000;

d) à irrigação de hortaliças, plantas

frutíferas e de parques, jardins,

campos de esporte e lazer, com os

quais o público possa vir a ter

contato direto;

e) à aquicultura e à atividade de

pesca.

a) Aplicam-se às águas doces de classe 2

as condições e padrões da classe 1, à

exceção do seguinte:

b) não permitida à presença de corantes

provenientes de fontes antrópicas que não

sejam removíveis por processo de

coagulação, sedimentação e filtração

convencionais;

c) coliformes termotolerantes: não deverá


100 mililitros;

d) cor verdadeira: até 75 mgPt/L;

e) turbidez: até 100 UNT;

f) DBO 5 dias a 20°C até 5 mg/L O2;

g) OD não inferior a 5 mg/L O2;

h) clorofila a: até 30 μg/L;

i) densidade de cianobactérias: até 50000

cel/mL ou 5 mm3/L;

j) fósforo total: até 0,030 mg/L, em

ambientes lênticos; e até 0,050 mg/L, em

ambientes intermediários, com tempo de

residência entre 2 e 40 dias, e tributários

diretos de ambiente lêntico.

29



(continuação)

Classe 3



convencional ou avançado;

b) à irrigação de culturas arbóreas,

cerealíferas e forrageiras;

c) à pesca amadora;

d) à recreação de contato

secundário;

e) à dessedentação de animais.

a) não verificação de efeito tóxico agudo a

organismos;

b) materiais flutuantes: virtualmente

ausentes;

c) óleos e graxas: virtualmente ausentes;

d) substâncias que comuniquem gosto ou

odor: virtualmente ausentes;

e) corantes provenientes de fontes

antrópicas: virtualmente ausentes;

f) resíduos sólidos objetáveis:

virtualmente ausentes;

g) coliformes termotolerantes: não deverá


100 mililitros;

h) cianobactérias para dessedentação de

animais: os valores de densidade de

cianobactérias não deverão exceder

50.000 cel/ml, ou 5mm3/L;

i) DBO 5 dias a 20°C até 10 mg/L O2;

j) OD, em qualquer amostra, não inferior

a 4 mg/L O2;

l) turbidez até 100 UNT;

m) cor verdadeira: até 75 mgPt/L; e,

n) pH: 6,0 a 9,0.

30



(conclusão)

Classe 4

a) à navegação;

b) à harmonia paisagística.

a) materiais flutuantes: virtualmente

ausentes;

b) odor e aspecto: não objetáveis;

c) óleos e graxas: toleram-se

iridescências;

d) substâncias facilmente sedimentáveis

que contribuam para o assoreamento de

canais de navegação: virtualmente

ausentes;

e) fenóis totais até 1,0 mg/L de C6H5OH;

f) OD, superior a 2,0 mg/L O2

g) pH: 6,0 a 9,0.

3.3. ALTERAÇÃO DA QUALIDADE HÍDRICA POR FATORES NATURAIS

Naturalmente, as características das águas dos rios são resultados de um conjunto de

fatores do meio físico que perpassam pelo histórico geológico da região, das classes

pedológicas que ocorrem em suas bacias de drenagem, do clima, da geomorfologia e da

cobertura vegetal (STROHSCHOEN et al., 2009). Esses fatores naturais que controlam a

qualidade hídrica de determinado manancial fazem parte um sistema fragilmente equilibrado,

cujas perturbações e/ou alterações de ordem física, química ou climática na bacia hidrográfica

podem significar uma importante mudança qualitativa (ARCOVA; CESAR; CICCO, 1998).

Em uma bacia de drenagem, a vegetação pode exercer diversas funções sobre a

qualidade da água, tais como a remoção de contaminantes, aumento da estabilidade do leito,

controle da velocidade do fluxo do escoamento superficial, redução das taxas erosivas, bem

como a redução da turvação da coluna d’água (AFZALIMEHR; DEY, 2009; WANG et al.,

2015). Além disso, a vegetação fornece sombra ao ambiente fluvial, de maneira que tal

característica impede as excessivas variações de temperatura nesse sistema (ISMAIL;

SHIONO, 2006).

31

Silva et al. (2005) descreve que o efeito da cobertura vegetal sobre as perdas

qualitativa e quantitativa da água e do solo, pode ser explicado pela ação que a cobertura do

solo tem em dissipar a energia cinética do impacto direto das chuvas sobre a superfície

terrestre, diminuindo a desagregação inicial das partículas de solo e, consequentemente, a

concentração de sedimentos no escoamento superficial e a lixiviação excessiva de compostos

orgânicos e inorgânicos. Nesse cenário, dependendo do tipo de cobertura do solo, bacias

hidrográficas com declividades mais acentuadas apresentam-se mais vulneráveis a receber um

maior aporte de partículas dissipadoras de contaminação em ambiente aquático.

Além da variável declividade, a orientação dos canais fluviais é outro importante

parâmetro topográfico para determinação da qualidade do ambiente lótico, pois define o

direcionamento de grande parte da radiação solar sobre a superfície da água e do regime de

temperatura de rios e correntes (CAISSIE, 2006).

Mesmo em condições naturais, a qualidade hídrica de uma área preservada é afetada

tanto pelo escoamento superficial quanto pela infiltração da água no solo em decorrência da

precipitação atmosférica (VON SPERLING, 2005). Essa interferência, entendendo-se como a

alteração da composição química das águas superficiais, é expressa pelo contato, incorporação

e carreamento das partículas, substâncias e minerais por meio da interação da água com solos

e rochas. Nesse processo, é possível perceber que as águas tendem a registrar em sua

composição química características dos meios com os quais reagem, mantendo uma forte

afinidade com a litologia da área.

Para Stallard e Edmond (1983), os diferentes litotipos encontrados em bacias

hidrográficas influenciam tanto na quantidade total de íons presentes nas águas quanto em

suas relativas proporções. Portanto, alguns elementos químicos por manterem uma relação

intrínseca com a geologia podem ser associados diretamente com os tipos de rochas e

minerais como, por exemplo, Mg2+

, Ca2+

, Sr, HCO3-

e SO42-

que podem ter relação com

carbonatos e gipsita; K+, B e Na

+ com ilita; Si com bentonita e fontes termais; Na

+ e Cl

- com

evaporitos; Fe e B com substratos glauconíticos (STALLARD; EDMOND, 1983).

Oliveira (2007) descreve algumas fontes naturais de elementos traços presente em

ambiente aquoso como o chumbo (Pb), cádmio (Cd), níquel (Ni), zinco (Zn), cromo (Cr),

cobalto (Co) e cobre (Cu), conforme representado pela figura 3.

32

Figura 3 – Fontes naturais de elementos traços presente em ambiente aquoso.

Fonte: Adaptado de OLIVEIRA (2007).

Pb (Chumbo)

PbS

(Galena)

PbCO3

(Cerussita)

PbSO4

(Anglesita)

Pb5(PO4)3Cl

(Piromorfita)

Cd (cádmio)

CdS

(Grinoquita)

Óxido, carbonato e em

misturas em minérios de

Zn, Cu e Pb

Ni (Níquel)

Rochas ricas em minerais

ferromagnesianos e sulfetos

Elementos Traços Fontes de Origem

Zn (Zinco)

ZnFeS

(Esfarelita)

ZnCO3

(Esmitsonita)

Zn4Si2O7(OH)2H2O

(Hemimorfita)

Associado a sulfetos de outros

metais como o Pb, Cd, Cu e Fe

Cr

(Cromo)

FeCr2O4

(Cromita)

PbCrO4

(Crocoita)

Ocorre em muitos

minerais substituindo

o Fe3+

ou Al3+

com o

Cr3+

Co

(Cobalto)

CoAsS

(Cobaltita)

CoS2

(Catierita)

(Fe,Ni,Co)S2

(Pirita de Níquel)

Cu (Cobre)

Cu2S

(Calcocita)

CuS

(Covellita)

CuFeS2

(Calcopirita)

Cu2O

(Cuprita)

Cu2O

(Cuprita)

Cu2(OH)2CO30

(Malaquita)

33

Para Peters e Meybeck (2000) a ocorrência de altas e tóxicas concentrações de

metais em ambientes aquáticos não é incomum e pode ser estritamente relacionada à

intemperismo de depósitos de minérios que ocorrem naturalmente.

Em relação aos íons catiônicos, umas das maiores fontes para os corpos de água é o

intemperismo mineral de solos, os depósitos superficiais e leitos de rochas da bacia de

drenagem (BRANDÃO, 2013). Ainda de acordo com a pesquisadora, os íons adsorvidos nos

argilominerais e colóides orgânicos representam outra importante fonte de Ca2+

, Mg2+

, Na+,

K+ e Al

3+ solúvel para as águas superficiais. Entretanto, apesar das características químicas

dos sistemas fluviais estarem condicionadas naturalmente a matriz geológica e ao solo da

bacia, as concentrações dos elementos podem ser intensificadas ou atenuadas como resultado

da variação climática, principalmente em função da precipitação.

Silva et al., (2008) relatam que em bacias de drenagens com predominância de

rochas ígneas, sob a influência de baixa precipitação, a composição da água geralmente é

determinada por produtos de intemperismo destas rochas, ao passo que em áreas com

predomínio de rochas sedimentares, sob altos índices pluviométricos, a composição iônica da

água é determinada por esse material geológico.

Veronez (2011) estabelece que durante período de alta pluviosidade e,

consequentemente, de maior volume de água na bacia hidrográfica, a qualidade hídrica

geralmente é afetada devido às diferentes origens da água que compõem o curso dos rios,

sendo elas provenientes do escoamento superficial, escoamento subsuperficial e do

escoamento subterrâneo. Nessas condições pluviométricas, o escoamento superficial

normalmente apresenta alta turbidez e carreia grandes quantidade de sólidos e partículas em

suspensão, à medida que o escoamento subsuperficial lixivia carbono orgânico dissolvido e

nutrientes como nitrogênio e fósforo dos solos e as águas do escoamento subterrâneo

produzem a maioria dos elementos oriundos do desgaste de rochas (SiO2, Ca2+

, Mg2+

, Na+,

K+) (VERONEZ, 2011).

A temperatura é outra variável importante que afeta as características qualitativas da

água como, por exemplo, a dissolução do oxigênio atmosférico e transferências de outros

gases entre atmosfera-hidrosfera, bem como a alteração das velocidades de reações química e

biológica do corpo hídrico (PETERS; MEYBECK, 2000). Ainda de acordo com os autores, a

alteração da qualidade da água está submetida à diferente escala de tempo, de modo que

mudanças de longo prazo relacionam-se a fatores como a pedogênese, orogênese, glaciação e

movimento de massas, enquanto alterações intermediárias associam-se as modificações

sucessionais da vegetação, incêndios florestais, inundações e secas. Por sua vez, as mudanças

34

de curto prazo são explicadas por variações na mistura das águas contribuintes ao curso

d’água principal (PETERS; MEYBECK, 2000), conforme exposto por Veronez (2011) no

parágrafo acima.

Por fim, nota-se que em período de estiagem a capacidade de autodepuração dos rios

torna-se comprometida ou reduzida, explicitando muitas das vezes a alteração (poluição)

hídrica por fatores antrópicos, principalmente pelo lançamento de efluentes domésticos e

industriais.

3.4. ALTERAÇÃO DA QUALIDADE HÍDRICA POR FATORES ANTRÓPICOS

Os ecossistemas fluviais são ambientes naturais com grande aptidão à alteração

quali-quantitativa ao longo do tempo, especialmente quando as variáveis de controle do corpo

hídrico apresentam alta variabilidade de curto prazo (RĂDOANE et al., 2013). Para Ternuz et

al. (2011) estes ambientes são altamente vulneráveis a mudanças por se constituírem em um

sistema aberto, onde as características do entorno influenciam e interagem em menor ou

maior grau com os recursos hídricos. Nesse contexto, observa-se que os principais mananciais

de água doce estão cada vez mais comprometidos em termos de qualidade devido aos

impactos provenientes das atividades antrópicas.

Impulsionado por uma cultura de poder e autoridade sobre os recursos da natureza, o

homem tem modificado alarmantemente as características químicas, físicas e biológicas dos

ambientes fluviais à medida que suas práticas têm uma tendência em sentido contrário à

manutenção do equilíbrio ambiental. Tais práticas podem ser associadas aos fenômenos

decorrentes da urbanização, das atividades agropecuárias, industriais, mineradoras, entre

outras.

3.4.1. Urbanização

No desenfreado sistema econômico no qual estão mergulhadas as cidades

contemporâneas, a busca pelo ganho pecuniário se reflete, no âmbito da estruturação e

configuração espacial, em territórios artificialmente adequados à reprodução do capital e ao

empresariamento urbano (ALMEIDA; ALBERTO, CASTAÑON, 2010). Nesse processo, a

urbanização infrequentemente é orientada por alguma política governamental de ordenação,

de maneira que a sua estruturação dá-se de modo descontrolado, forçando as cidades a

abrigarem um número de pessoas superior à sua capacidade de suporte.

35

No Brasil, segundo Abiko e Moraes (2009), o processo de urbanização iniciou-se de

forma acelerada e intensa durante o século XX, sob a influência de diversos fatores, como a

migração rural-urbana que ocorreu com mais adesão após a crise do café e a explosão da

industrialização nas grandes cidades, fazendo com que esse processo se tornasse um dos

movimentos socioterritoriais mais relevantes da história do país. Contudo, a deterioração dos

recursos ambientais, principalmente os recursos hídricos é quase uma decorrência natural do

tamanho e adensamento das cidades, pois de acordo com os autores citados nesse parágrafo, a

concentração da população nas áreas urbanas interfere no meio ambiente natural basicamente de

três formas: a) modificação do solo e sua cobertura natural, b) utilização, extração e esgotamento

dos recursos naturais e c) disposição de resíduos urbanos.

Vários estudos têm analisado a relação entre a mudança do uso do solo e a qualidade

da água afetada por atividades antrópicas provenientes da urbanização (CAREY et al., 2011;

TRAN et al., 2010). Segundo Tucci (1997) o desenvolvimento urbano mediante a alteração do

uso do solo tem provocado vários efeitos que reverberam na qualidade fluvial, bem como no

ciclo hidrológico natural.

Uma das primeiras alterações urbanas que influenciam na qualidade das águas

superficiais é a substituição da cobertura vegetal por áreas parcial ou totalmente construídas

conforme demonstrado pela Figura 4a. Com a impermeabilização dos solos, o volume do

escoamento superficial é acrescido consideravelmente, ao passo que o escoamento

subsuperficial e subterrâneo é reduzido. Desse modo e de acordo com a figura 4b, o tempo

que a água do escoamento superficial leva para chegar aos rios é menor e devido a sua

velocidade, transportam uma grande quantidade de sedimentos e substâncias orgânicas e

inorgânicas para a calha fluvial. Esse impacto torna-se cada vez mais intensificado, à medida

que a população ocupa irregularmente as margens do curso d’água, contribuindo

veementemente para o aumento das taxas erosivas.

Uma vez que o leito hídrico se encontra assoreado e a bacia hidrográfica sob forte

precipitação, a área atingida por um eventual transbordamento do rio é superior às áreas não

urbanizadas como exemplificado pela figura 4c. Além do impacto socioeconômico

ocasionado pela inundação, as características físico-químicas e biológicas da água também

são alteradas mediante ao carreamento de resíduos sólidos e líquidos pertencentes aos centros

urbanos.

36

Figura 4 - Comparação entre áreas construídas/antropizadas x áreas em condições naturais.

Fonte: TUCCI, 1997.

37

Conforme exposto anteriormente, nota-se que durante o processo de urbanização, a

maioria das cidades brasileiras se desenvolveu sem um planejamento territorial adequado.

Somado a esse cenário, observa-se que muitos municípios por questões financeiras, políticas

e/ou pessoais não contém em seus domínios espaciais um sistema de tratamento de efluentes,

de modo que os esgotos domésticos e industriais são lançados ―in natura” nos corpos d’água.

Tais impactos urbanos podem ser qualificados na atualidade como as principais influências

antrópicas na alteração da qualidade hídrica.

Os efluentes domésticos caracterizados pelos lançamentos advindos de residências e

estabelecimentos comerciais e de serviços são constituídos basicamente por fezes humanas e

de animais, restos de alimentos e produtos de limpeza como sabão e detergente, além de óleos

(ARCHELA et al., 2003). Por sua vez, os efluentes lançados pelas indústrias originam-se dos

mais diversificados processos de industrialização, de modo que são constituídos por uma

grande quantidade de substâncias tóxicas e misturas complexas (ARCHELA et al., 2003).

De acordo com os autores, as elevadas concentrações de matéria orgânica oriundas

dessas duas fontes tornam-se um sério problema para o corpo receptor, pois à medida que a

matéria orgânica aumenta ocorre uma redução da concentração do oxigênio dissolvido na

água em função da proliferação bacteriana tendo em vista o processo de decomposição. Além

disso, essas concentrações podem comprometer a capacidade de autodepuração dos rios, bem

como a sobrevivências das espécies de peixes no ambiente. Outra importante mudança é a

alteração da turbidez em decorrência da introdução de sólidos em suspensão.

O aporte de compostos orgânicos em rios, especialmente de nitrogênio e fósforo,

representam a entrada de nutrientes de grande importância à cadeia alimentar, atuando como

fatores limitantes para a produção de moléculas vitais (aminoácidos e ácidos nucléicos)

(BINA, 2008). Entretanto, quando introduzidos em altas concentrações e relacionados às boas

condições de luminosidade provocam a proliferação e o crescimento acelerado de bactérias,

plânctons e algas (muitas delas tóxicas) em um fenômeno denominado eutrofização

(BARRETO et al., 2013).

Em uma definição mais abrangente, os autores Wetzel e Likens (2000) estabelecem

que a eutrofização é o processo de elevado enriquecimento de um corpo hídrico por elementos

nutritivos (N-NO3- e P-PO4

-) e/ou matéria orgânica favoráveis para o desenvolvimento das

plantas ou produtores primários.

Hutchinson (1957) assinalou dois tipos de eutrofização, sendo um de origem natural

e o outro de ordem artificial. De acordo com o autor quando a origem é natural, o ambiente

fluvial torna-se eutrófico de forma mais paulatina e gradual ao longo do tempo geológico, ao

38

passo que a eutrofização artificial impulsionada pela ação ocorre com mais intensidade e

rapidez.

Para Harper (1992), uma das principais causas relacionadas à origem da eutrofização

envolve as atividades antrópicas, que elevam os níveis de fósforo e outros nutrientes nos

corpos hídricos através do lançamento in natura de águas residuais não tratadas, ou

parcialmente tratadas, seja de origem humana ou animal; ou por meio do carreamento de

fertilizantes sintéticos utilizado em áreas agrícolas.

Mundialmente, o processo de eutrofização em lagos, reservatórios e rios é um

problema cada vez mais alarme, pois além de comprometer a qualidade hídrica, afeta

seriamente as comunidades aquáticas. (SKULBERG; CODD; CARMICHAEL, 1984;

SMITH, 2003).

Como resposta ao processo, a ―transparência‖ da água é modificada para uma

coloração mais turva em decorrência da acumulação de cianobactérias nas camadas

superficiais da água e o oxigênio dissolvido é reduzido, ocasionando uma depreciação da

qualidade hídrica (YAN et al., 2016) e a quebra do equilíbrio ecológico.

Devido à ausência do processo de fotossíntese no período noturno, a respiração não é

compensada, resultando no consumo de maiores taxas de oxigênio que pode levar o corpo

hídrico a condições de hipoxia ou até mesmo, em casos extremos, a condições de anoxia

(DESPREZ et al., 1992).

Outros importantes impactos negativos relacionados ao processo de eutrofização

foram descritos por Smith e Schindler (2009) e são resumidos na tabela 2.

Tabela 4 – Impactos negativos relacionados ao processo de eutrofização causados pelo

aporte de níveis elevados de nutrientes (nitrogênio e fósforo) em águas superficiais.

Impactos do Processo de Eutrofização

1. Crescimento de espécies tóxicas;

2. Aumento da biomassa do fitoplâncton, de macrófitas e de algas bentônicas e

epifíticas;

3. Mortandade e redução de peixes, moluscos e de outras espécies;

4. Aumento da turbidez e comprometimento das propriedades organolépticas da

água.

Conforme mencionado anteriormente, o lançamento de efluentes juntamente com o

deflúvio superficial de áreas agrícolas são as principais vias de entrada de elevadas

concentrações de nitrogênio e fósforo no ambiente aquático. No esgoto doméstico bruto, o

nitrogênio se encontra predominantemente na forma orgânica ou de amônia (MOTA; VON

39

SPERLING, 2009). Alguns efluentes industriais dependendo da atividade produtiva também

aportam grandes quantidades do nutriente para o corpo hídrico.

Todavia, para um melhor entendimento das transformações do nitrogênio nos

ecossistemas aquáticos, torna-se necessário conhecer o seu ciclo na natureza conforme

apresentado pela figura 5.

Figura 5 – Ciclo do nitrogênio na natureza.

Fonte: Adaptado de Sistema COC de Educação apud MIRANDA (2016).

De acordo com Gonçalves (2011), o ciclo do nitrogênio envolve reações de oxidação

e redução que são controladas por fatores de ordem biológica, química e física. Segundo

Odum (1998) o nitrogênio presente nos ambientes fluviais está em constante saída do sistema

por ação de bactérias desnitrificantes que converte o nutriente sob a forma gasosa, mas que

continuamente retorna ao ciclo por ações de microorganismos e algas fixadoras de nitrogênio,

por meio da radiação e outras formas de fixação física.

De modo geral, em ambientes aquáticos, o ciclo é caracterizado em um primeiro

momento pela fase aeróbica de nitrificação, na qual bactérias nitrificantes oxidam amônio a

nitrito e posteriormente nitrito a nitrato e no segundo momento representado pela fase de

desnitrificação, o nitrato formado é convertido em nitrogênio gasoso por bactérias

quimiorganotróficas (RODRIGUES, 2009). As reações de nitrificação e desnitrificação

podem ser visualizadas pelas equações abaixo:

40

Nitrossomonas

2 NH4+ + 3 O2 → 2 NO2

- + 2 H2O + 4 H

+ (Eq. 1)

Nitrobacter

2 NO2- + O2 → 2 NO3

- (Eq. 2)

NO3- → NO2

- → NO → N2 (Eq. 3)

A presença das diferentes formas de nitrogênio no meio aquoso, bem como as suas

estabilidades é um importante indicativo do tempo ou da distância da fonte de lançamento de

esgoto doméstico no corpo receptor (MOTA; VON SPERLING, 2009). A figura 6 ilustra tal

afirmação.

Figura 6 – Concentração das diferentes formas de nitrogênio no meio aquoso em relação ao tempo ou a

distância da fonte de poluição.

Fonte: VESILIND; MORGAN, 2013.

Segundo Esteves (1998), as fontes naturais mais importantes de nitrogênio para os

ecossistemas fluviais estão relacionadas às chuvas, aos materiais alóctones lixiviados de

origem orgânica e inorgânica e a fixação de nitrogênio molecular.

De acordo com Gonçalves (2011), o nutriente entra em contato com o sistema

hídrico, especialmente pelo processo de lixiviação do compartimento pedológico, e sua

concentração é potencializada em função dos impactos de áreas agrícolas e demais alterações

antrópicas. Segundo o autor, ao atingir os rios (ambiente oxidante), o nitrogênio sob a forma

de nitrato é absorvido pelo fitoplâncton e plantas aquáticas.

Assim como o nitrogênio, o fósforo apresenta-se como um importante nutriente para

os ambientes aquáticos. Naturalmente, o elemento é proveniente das rochas, principalmente

de minerais de apatitas (FROSSARD et al., 1995). Para Klein e Agne (2012) a determinação

41

da forma química, bem como a distribuição de fósforo em solo sob condições naturais

encontra-se diretamente ligado ao intemperismo.

Dentre as diversas formas de fósforo presente no ambiente a mais importante é o

ortofosfatos, uma vez que é principal forma assimilada pelas plantas aquáticas (CHESTER,

1990).

As principais vias de entrada dos ortofosfatos (fosfato inorgânico dissolvido) nos

ecossistemas aquático são pelo escoamento superficial, deposição atmosférica e águas

subterrâneas (GONÇALVES, 2011). Entretanto, o autor estabelece que o nutriente também

pode ser introduzido por fontes antrópicas como a erosão de terrenos quimicamente adubados.

Para Pellegrini (2005) o escoamento superficial que ocorre em áreas agrícolas

durante eventos pluviométricos é uma importante fonte difusa de poluição aos recursos

hídricos. Contudo, Guiraud (1995) considera que o maior aporte de fósforo de origem

antrópica para os ecossistemas aquáticos é proveniente do esgoto doméstico resultante de

detergentes sintéticos, domésticos e industriais.

A disponibilidade de fósforo inorgânico nos ambientes fluviais está relacionada aos

processos físico-químicos de adsorção e dessorção, os quais controlam as transformações do

fósforo particulado dos sedimentos em fósforo dissolvido e vice-versa (SHARPLEY et al.,

1992; KOSKI-VÄHÄLÄ; HARTIKAINEN, 2001; McDOWELL et al., 2001; PANT;

REDDY, 2001). Segundo Sharpley et al. (1992) a adsorção é influenciada por processos

físicos (tamanho e o enriquecimento das partículas) e pelas características químicas do

material erodido (mineralogia, tipo e estado químico dos grupos funcionais). Por outro lado, a

dessorção depende em maior grau das condições geoquímicas do meio, como o pH e potencial

redox (KOSKI-VÄHÄLÄ; HARTIKAINEN, 2001; McDOWELL et al., 2001).

Em relação ao fósforo orgânico, Toor et al., (2003) considera que a transformação do

elemento orgânico dos sedimentos é influenciada não somente pelos processos físico-

químicos de adsorção e dessorção, mas também por fatores bioquímicos que promovem sua

mineralização. Desse modo, a disponibilidade de fósforo solúvel pode diminuir

momentaneamente devido a sua imobilização pela biomassa microbiana (PELLEGRINI,

2005).

Segundo Knoppers (1994) uma das peculiaridades dos sistemas lóticos tropicais é a

alteração sazonal do potencial de limitação entre o nitrogênio e o fósforo que pode ser

encoberto por impactos antrópicos. Geralmente, rios afetados pelo aporte de fertilizantes

(erosão e escoamento superficial do solo e deposição atmosférica) apresentam valores de

razão N:P elevado, de modo que o fósforo torna-se o nutriente limitante dos ecossistemas, já

42

os rios influenciados por efluentes domésticos apresentam razões N:P baixas, sendo o

nitrogênio o elemento limitante (MEYBECK, 2003).

3.4.2. Agricultura

Dentre as atividades desenvolvidas pelo homem, atualmente a agricultura é uma das

práticas que mais causam degradação da qualidade hídrica por meio da contaminação da água

por substâncias orgânicas ou inorgânicas, naturais ou sintéticas e por agentes biológicos

(RESENDE, 2002).

O rápido crescimento demográfico no século XX ocasionou uma mudança de grande

envergadura nas atividades agrícolas. Com o aumento populacional e consequentemente com

a elevação da demanda e da pressão pela produção de alimentos, o uso de fertilizantes

sintéticos no campo tornou-se cada vez mais acentuado (XAVIER, 2005). No entanto, o autor

relata que a sua aplicação é na maioria das vezes praticada em quantidades superiores àquelas

necessárias à produção.

Segundo Katsuóka (2001) o principal problema relacionado à utilização de

fertilizantes na agricultura é a eutrofização das águas superficiais em decorrência da

lixiviação de nitrogênio e fósforo dos solos agrícolas. Porém, substância inorgânicas como

Cd, Cr, Mo, Pb, U, V, Zn também podem ser encontrados nas impurezas do adubo sintético

(ALLOWAY; AYRES, 1997) e consequentemente incorporados ao ambiente aquático.

Outras fontes de elementos-traços da agricultura convencional são os pesticidas (Cu,

As, Hg, Pb, Mn, Zn); os preservativos de madeiras (As, Cu, Cr) e os dejetos de produção de

aves e porcos (Cu, Zn) (ALLOWAY; AYRES, 1997).

Cabe salientar, que a degradação da qualidade das águas dos rios está relacionada

também com outras práticas de atividades agrícolas. O manejo inadequado em áreas

declivosas associado a um sistema de irrigação que não preze pela conservação do solo, pode

resultar no deslocamento de grandes quantidades de sedimentos para o curso fluvial mais

próximo. Katsuóka (2001) descreve que esse aumento interfere negativamente na capacidade

de penetração da luz na coluna d’água, inibindo dessa maneira o crescimento de algas e

plantas aquáticas.

Muitos compostos orgânicos como o fósforo e os pesticidas clorados, bem como os

inorgânicos representados pelos metais são lixiviados para o ambiente aquático por estarem

fortemente associados com o sedimento e com o carbono orgânico (KATSUÓKA, 2001).

43

3.4.3. Mineração

A mineração é inexoravelmente uma atividade perturbadora do meio ambiente

(SCHOENBERGER, 2016). A interação da indústria de mineração com os recursos hídricos

se desenvolve de maneira altamente complexa e condicionada as características e

peculiaridades do local (NORTHEY, et al., 2016). De acordo com autores, tal interação

apresenta-se com potencial impacto para a qualidade da água em todas as fases da vida de

uma mina.

Dentre as perturbações ambientais relacionados à mineração de superfície, a

alteração da qualidade hídrica tem se tornado cada vez mais alarmante devido à disposição

inadequada de resíduos e geração de efluentes ácidos, oriundos das minas. Contudo, a

mineração de ouro clandestina é a atividade mais ameaçadora da qualidade do ambiente

hídrico da área de estudo.

Para Tinôco (2008) a contaminação dos recursos hídricos por mercúrio é proveniente

de emissões pontuais diretas, deposição atmosférica, erosão do solo e lixiviação.

Uma reportagem publicada em fevereiro de 2009, além de destacar a ocorrência do

mineral no rio Paraíba do Sul, relata a presença das atividades garimpeiras dentre tantos

municípios, nas cidades de Paraíba do Sul e Três Rios. Entretanto, tais atividades foram

classificadas como uma verdadeira corrida ilegal.

Posteriormente, no ano 2015, pelo menos dois veículos de comunicação descreveram

a apreensão de cinco pessoas e duas balsas de garimpo clandestino na cidade de Três Rios,

conforme demonstrado pela figura 7.

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0301420716300782

44

Figura 7 - Apreensão de pessoas e objetos relacionados à mineração clandestina de ouro no município de Três

Rios.

Fonte: G1, 2015; ENTRE-RIOS JORNAL, 2015.

Entre os principais danos ambientais causados pela atividade de mineração

clandestina, destacam-se o revolvimento de material de fundo pelo processo de dragagem e a

contaminação do solo, ar e água por meio da utilização de elementos-traços, principalmente o

mercúrio no processo de amalgamação.

Segundo Souza e Lins (1989), a amalgamação é uma técnica de extração de ouro

baseado na aderência preferencial do metal ao mercúrio, separando o ouro nativo de outros

minerais.

45

Os vapores de mercúrio produzidos no processo de amalgamação, bem como a

presença de vestígios do elemento-traço na lama de fundo, além de provocar a contaminação

das águas pluviais e fluviais das áreas de garimpo, podem contaminar a biota aquática e expor

ao risco seus consumidores.

Em águas contaminadas, o mercúrio encontra-se fortemente associado à matéria fina

em suspensão devido à capacidade da mesma em adsorvê-lo (AZEVEDO, 2013).

O mercúrio em sua forma metálica além de apresentar solubilidade em água de 25

µg/L a 25 °C (AZEVEDO, 2003), pode ser estabilizado como precipitado na forma de HgS ou

tende a se conectar quimicamente à matéria orgânica através de grupos funcionais contendo

enxofre como sulfidrilas (KERSTEN, 1988).

De acordo com a figura 8, observa-se que o ciclo biogeoquímico do mercúrio em

ambientes naturais é caracterizado por diversas vias de acesso. Na atmosfera, a forma

predominante de Hg é o mercúrio elementar (Hg0 ˃ 80%), ao passo que nos sedimentos e nos

ambientes fluviais e pedológicos prevalecem à espécie iônica (Hg2+

) (BISINOTI, 2005).

Figura 8 – Ciclo biogeoquímico do mercúrio e suas diferentes vias de acesso ao meio ambiente.

Fonte: Adaptado de LEOPOLD (2009) apud SOARES (2011).

Segundo Micaroni, Bueno e Jardim (2000) o mercúrio elementar é altamente

volatilizado e quando emitido para a atmosfera permanece por um período de meses até dois

anos, podendo ser transportado pela corrente de ar por longas distâncias. No entanto, o Hg0

é

oxidado a Hg2+

e devido a sua solubilidade em água, baixa volatilização e capacidade de

46

reação pode permanecer pouco tempo na atmosfera e ser rapidamente precipitado e

depositado no solo e na água (TINÔCO, 2008).

Quando dissolvido nos ambientes aquáticos, o íon mercúrio (Hg2+

) ocorre

frequentemente nas formas de cloreto, hidróxido ou preferencialmente complexado aos ácidos

húmicos e fúlvicos (SOARES, 2011). Segundo o autor, a sua mobilidade, assim como outros

elementos-traço é inversamente relacionada ao pH do sistema em decorrência do processo de

adsorção a partículas minerais.

A partir de condições físico-químicas ou por influência de microrganismos, os íons

de mercúrio tendem a se ligarem a grupos orgânicos e se transformarem (metilação) nas

espécies de metilmercúrio e dimetilmercúrio (TINÔCO, 2008). De acordo com Soares (2011),

o metilmercúrio caracteriza-se por sua estabilidade em ambientes aquáticos e grande afinidade

com os lipídios e grupos sulfidrila.

Para Azevedo (2003) e Bisinoti (2002), a metilação do mercúrio representa a mais

importante fase do ciclo biogeoquímico em sistemas fluviais. Esse processo ocorre por meio

de mecanismos biológicos, químicos e abióticos como, por exemplo, a influência da

temperatura, pH, concentração de sulfito e condições de oxi-redução, concentração de

bactérias, tipo de solo ou sedimento e variações sazonais (AZEVEDO, 2003).

Por fim, parte da fração do mercúrio (principalmente sob a forma de metil e

dimetilmercúrio) depositado no solo e na água é reemitida para o compartimento atmosférico.

3.5. DIAGRAMAS HIDROQUÍMICOS

Os resultados analíticos dos íons representados por diagramas hidroquímicos

auxiliam na compreensão da dinâmica geoquímica do ambiente de estudo. As representações

gráficas podem refletir afinidades entre os íons principais e suas variações, além de permitir

comparações entre os tipos litológicos locais.

3.5.1. Diagramas de Piper

O diagrama de Piper é uma ferramenta consistente frequentemente utilizada na

análise e classificação dos distintos grupos de águas. Através desses grupos é possível avaliar

os processos hidrogeoquímicos ocorrentes e a composição iônica dominante (CRUZ, 2016).

Proposto por Piper (1944), o diagrama utiliza como variáveis os constituintes

catiônicos (Na+, K

+, Mg

+2, Ca

+2) e aniônicos (HCO3

-, CO3

-2, SO4

-2, Cl

-) combinados em três

campos de plotagem conforme demonstrado pela figura 9. Segundo Barison (2003) a área

47

inferior, composta por dois triângulos menores representa a porcentagem das variáveis

encontradas; e no campo superior, a classificação relativa da água pode ser identificada

através da posição da interseção da plotagem nos triângulos menores. Os tipos químicos da

água podem ser classificados como: bicarbonatada cálcica ou magnesiana; bicarbonatada

sódica; cloro sulfatada sódica e cloro sulfatada cálcica ou magnesiana.

Figura 9 - Representação do diagrama de Piper

Fonte: CRUZ (2016)

3.5.2. Diagramas de Schoeller

Schoeller (1955) propôs o uso de gráficos semilogarítmicos para projetar as principais

espécies iônicas (Na+, K

+, Mg

+2, Ca

+2, HCO3

-, CO3

-2, SO4

-2, Cl

-, NO3

-), possibilitando dessa

maneira, a comparação visual das composições das águas, a avaliação de similaridades e

diferenças e classificação quanto à potabilidade. Segundo Gomes (2012), esse tipo de

representação gráfica favorece a compreensão da evolução temporal da água em um mesmo

sistema, entre outras características.

3.6. DOENÇAS RELACIONADAS À VEICULAÇÃO HÍDRICA

Atualmente, a divulgação de pesquisas e estudos voltados a doenças associadas à

transmissão hídrica tem ganhado cada vez mais espaço e visibilidade na saúde pública do

cenário mundial. Segundo a Organização Mundial da Saúde cerca de 80% das enfermidades

48

humanas estão relacionas com a má qualidade da água, precariedade dos sistemas de

saneamento e a falta de higienização. Ainda de acordo com a organização, estima-se que 3%

dos óbitos mundiais e 88% das mortes causadas por diarréia são atribuídos à contaminação da

água, de modo que 99% do último percentual ocorrem em países periféricos. Países estes

caracterizados em grande parte pela falta ou deficiência de estrutura de saneamento básico e

marginalização da população pobre. Nesse cenário, as crianças tornam-se o público mais

vulnerável e susceptível a agentes infecciosos e parasitários relacionado à qualidade imprópria

da água.

Segundo Muñoz (2000), a contaminação pela água pode ocorrer tanto por meio da

ingestão direta de locais onde não há sistema de abastecimento de água tratada, quanto pelo

contato cutâneo/mucoso em atividades de lazer, recreação e higiene, de modo que os riscos

relacionados são distribuídos nas seguintes categorias:

1) Riscos relacionados com a contaminação da água por agentes biológicos

(bactérias, vírus e parasitas),

2) Riscos derivados de poluentes químicos e radioativos, geralmente efluentes

de esgotos industriais ou causados por acidentes ambientais.

Entre as doenças mais comuns causadas por agentes biológicos estão a: febre tifóide,

causada pela Salmonela tifóide; febre paratifóides, oriunda dos agentes Salmonelas

paratifóides (A, B, C); Entamoeba histolítica, responsável pela disenteria amebiana;

disenteria bacilar, resultante da contaminação pelo agente Bacilo desentérico; cólera, agente

Vibrião da cólera; diarréia, ocasionado pelo Enterovírus. E. Coli; Hepatite infecciosa, agente

Vírus tipo A e Giardíase, agente Giárdia lamblia (RICHTER, 1998 apud VALENÇA, 2003).

Mundialmente, a Salmonella é alvo de diversos programas de controle por se tratar

de um agente patogênico causador das principais doenças intestinais em seres humanos e a

sua ocorrência está associada a altos níveis de morbidade e mortalidade (JOKINEN et al.,

2015). Este microrganismo é introduzido no ambiente aquático por duas vias: diretamente,

por meio de fezes humanas ou de animais infectados ou indiretamente, por meio da descarga

de efluentes domésticos ou escoamento superficial de áreas agrícolas (LEVANTESI et al.,

2012).

49

Apesar de grande parte das doenças de veiculação hídrica estarem associadas à

contaminação da água por esgotos domésticos e sanitários, em muitas regiões, a contaminação

por resíduos de animais pode representar um risco significativo para a saúde humana

(JOKINEN et al., 2015).

Diversas linhas de evidência sugerem que os surtos de doenças são influenciados por

determinadas condições climáticas, especialmente por eventos pluviométricos (WILKES et

al., 2011). Segundo os autores, a precipitação além de transportar Coliformes fecais do solo

para os cursos fluviais, pode remobilizar os contaminantes fecais para a coluna d’água pelo

aumento do fluxo de água que passa por uma determinada seção.

Em relação ao outro grupo de risco, pode-se enfatizar que alguns metais se

apresentam dicotomicamente, pois ao mesmo tempo em que são essenciais para a saúde

humana, regulando funções biológicas podem, dependendo da concentração, causar severos

efeitos toxicológicos para o homem e ao ecossistema aquático (HALOI; SARMA, 2012). O

caráter nocivo apresentado por alguns metais pesados pode provocar, além de efeitos tóxicos,

o desenvolvimento de câncer em mamíferos devido a danos causados ao DNA (MORAES;

JORDÃO, 2002).

Para Pascalicchio (2002), dentre os elementos caracterizados pelo seu potencial

tóxico, os elementos traços possivelmente são os elementos mais antigos conhecidos pelo

homem e a sua diferença em relação às outras substâncias perpassam pelo caráter

cumulativo/persistente e por serem capazes de atingir níveis tóxicos em um curto espaço de

tempo. De acordo com o autor, 30 dos elementos presentes na tabela periódica apresentam

toxidez para saúde humana e as frequentes intoxicações estão associadas ao alumínio, arsênio,

berílio, cádmio, chumbo, mercúrio e níquel.

De modo geral, os metais podem agir na saúde humana de quatro maneiras: 1)

Desenvolvendo atividades imunossupressoras; 2) Competindo em locais de fixação de

cofatores de atividades enzimáticas; 3) Inibindo enzimas vitais como as da fosforilação

oxidativa; 4) Alterando estruturas celulares (PASCALICCHIO, 2002).

Os efeitos tóxicos de alguns elementos traços são apresentados na tabela 3.

50

Tabela 5 - Efeitos tóxicos dos elementos traços sobre a saúde humana.

(continua)

Elementos traços Efeitos sobre a Saúde Humana

Alumínio Seborréia com queda de cabelos, envelhecimento precoce, esclerose

cerebral (Alzheimer), irritabilidade, osteoporose causado pelo

deslocamento do cálcio e magnésio dos ossos.

Arsênio Em doses baixas causa debilidade muscular, perda de apetite e náusea.

Em doses altas causa comprometimento do sistema nervoso central.

Cádmio Efeito gastrointestinal e cardiovascular graves, bronquite, enfisema,

anemia, distúrbios imunológicos e cálculo renal.

Chumbo Efeitos neurotóxicos, toxicidade renal, alteração da biossíntese da

hemoglobina, alteração da capacidade orgânica da utilização de cálcio,

magnésio e zinco. Em níveis moderados de intoxicação a perda de

memória e alterações na condução nervosa, no metabolismo da vitamina

D e nas habilidades cognitivas.

Cobre Vômitos, hipotensão, icterícia, coma e morte. Pode causar também

hepatite crônica, cirrose e ascite.

Cromo Em doses baixas causa irritação nas mucosas gastrointestinais, úlcera e

inflamação da pele, ao passo que em doses altas causa doenças no fígado

e nos rins, podendo levar a óbito.

Estanho Retardo de crescimento, irritação da pele e problemas do sistema

respiratório e gastrointestinais.

Ferro Distúrbios cardiovasculares, hemosiderose, diabetes mellitus,

hipopituarismo, hipogonadismo e doenças oculares.

Flúor Provocam doenças nos ossos e inflamação no estômago e no intestino,

causando hemorragias.

51

Tabela 3 - Efeitos tóxicos dos elementos traços sobre a saúde humana.

(conclusão)

Manganês Lesões cerebrais, danos aos testículos e impotência.

Mercúrio

Perturbações psicológicas, desordem da cavidade oral, sangramento

gengival, salivação, mau-hálito, estomatite, efeitos gastrointestinais,

cardiovascular, neurológicos, respiratórios, imunológicos, endócrinos,

alucinações e crises maníaco-depressivas.

Níquel Dermatoses, dermatites de contato e alergias, alterações hormonais da

tireóide e da supra-renal, aumento de imunoglobulinas das classes IgG,

IgA, IgM e redução de IgE.

Prata Em doses extremamente altas é fatal para o homem. Seu excesso está

relacionado às anemias, enxaqueca, rouquidão e conjuntivites de

repetição.

Zinco Pode causar limitação da absorção dos elementos Cobre e Ferro. Além

disso, diarréia e anemia podem se fazer presente.

Fonte: LARSON; WEINCK, 1994; PASCALICCHIO, 2002; BARROS, 1995 apud ABRAHÃO, 2006; FILHO,

2015.

3.7. MONITORAMENTO E AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA

Devido à alta vulnerabilidade espacial e temporal dos ambientes fluviais, a

caracterização físico-química e as condições qualitativas da água em bacias hidrográficas de

grande porte é muitas vezes limitada (ÁLVAREZ-CABRIA; BARQUÍN; PEÑAS, 2016).

Segundo os autores, a maioria dos planos de gestão de bacias baseia-se na avaliação da

qualidade hídrica usando dados de pontos estabelecidos em um determinado segmento do rio

e que em muitas ocasiões, essas avaliações não agregam informações das características da

água ao longo da influência sazonal.

A modelagem de dados em conjunto com levantamentos de campo realizado

periodicamente pode ser uma solução eficaz para a falta contínua de informações espaciais e

temporais das características físicas, químicas e microbiológicas da água (ÁLVAREZ-

CABRIA; BARQUÍN; PEÑA, 2016).

Para Behmel et al., (2016), um dos principais desafios encontrados é em relação à

obtenção de uma avaliação segura e confiável da qualidade das águas superficiais

determinada por meio de programas de monitoramento ambiental.

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0048969716314243

52

De acordo com Liao et al. (2008); Simeonov et al. (2003), um monitoramento

ambiental resulta em enormes quantidades de dados, cujas análises e interpretações se tornam

complicadas devido à complexidade das diferentes relações existentes entre as variáveis

abordadas. Muitas vezes, entretanto, um pequeno número dessas variáveis contém as

informações mais relevantes enquanto a maioria delas adiciona pouco ou nada à interpretação

dos resultados, em termos qualitativos (GUEDES et al., 2012). Diante disso, torna-se

necessário a adoção de técnicas que possam sistematizar e identificar a correlação existente

entre as muitas variáveis que geralmente compõem o monitoramento da qualidade da água.

As influências mútuas entre as diversas variáveis mensuradas numa amostra de água

constituem no ponto inicial para análise e avaliação da qualidade hídrica, desde que estas

interações sejam obtidas de uma distribuição amostral no espaço e no tempo

(HARMANCIOGLU; OZKUL; ALPASLAN, 1998).

Para Haase, Krieger e Possoli (1989), os modelos que melhor representam as

variações e alterações no meio são baseados em métodos estatísticos, já que permitem a

melhor definição dos parâmetros indicadores de acordo com a região de estudo. Deste modo,

abordagens multivariadas, têm sido utilizadas com sucesso para apoiar a gestão dos recursos

hídricos e extrair informações significativas a partir dessas bases de dados, de maneira que

reduzem os dados originais em dados que melhor explicam a variação do ambiente.

Esses tipos de análises permitem além de identificar as variáveis hídricas e

geoquímicas de cada bacia hidrográfica e consequentemente as suas fontes, possibilitam a

otimização da frequência de monitoramento, do número de pontos de amostragens, do número

de parâmetros monitorados e, consequentemente, dos custos associados. No entanto, ao longo

dos anos foram desenvolvidos vários índices para avaliar de forma simplista a qualidade da

água, com base em características físico-químicas e microbiológicas restritas. Atualmente, o

índice mais empregado para avaliação da qualidade hídrica é o índice de qualidade de água

(IQA) criado pela National Sanitation Foundation dos Estados Unidos através de pesquisa de

opinião de diversos especialistas na área ambiental.

O IQA é utilizado por diversos países e órgãos ambientais como a Companhia

Ambiental do Estado de São Paulo. Este índice é composto por nove parâmetros: Coliformes

fecais, pH, DBO, Nitrogênio Total, Fósforo Total, Temperatura, Turbidez, Resíduo Total e

Oxigênio Dissolvido que exprimem basicamente a relação qualitativa da água com o

lançamento de efluentes domésticos.

Assim como a CETESB, o Instituto Mineiro de Gestão das Águas - IGAM também

avalia a qualidade hídrica com base no índice proposto pela National Sanitation Foundation.

53

No entanto, o IGAM utiliza o índice com algumas modificações, pois no lugar do fósforo total

e nitrogênio total encontra-se o fosfato e nitrato respectivamente.

De modo geral, para cada parâmetro que compõem o IQA é atribuído um peso

conforme especificado na tabela 4 e o cálculo do índice realizado pelo produtório ponderado

das qualidades da água correspondentes aos parâmetros, de acordo com a equação abaixo:

(Eq. 4)

Onde:

IQA: índice de qualidade da água, um número de 0 a 100;

qi: qualidade do parâmetro i obtido através da curva média específica de qualidade;

wi: peso atribuído ao parâmetro, em função de sua importância na qualidade, entre 0 e 1.

Tabela 6 – Peso atribuído aos parâmetros do IQA- CETESB e IQA-IGAM.

Parâmetros Unidade Peso - wi

Oxigênio dissolvido mg/L 0,17

Coliformes fecais NMP/100 mL 0,15

pH - 0,12

Demanda Bioquímica de Oxigênio mg/L 0,10

Nitrogênio total / Nitrato mg/L 0,10

Fósforo total / Fosfato mg/L 0,10

Temperatura °C 0,10

Turbidez NTU 0,08

Resíduos totais mg/L 0,08

Em uma perspectiva mais ampla, o IQA tende a não representar uma condição

próxima ou similar a qualidade real do corpo hídrico, uma vez que não analisa outras

variáveis (exemplo: elementos traços) importantes para a caracterização do ambiente

aquático.

Além disso, o IQA torna-se frágil por não contemplar e levar em consideração na

formulação de seus parâmetros as peculiaridades e características naturais (geologia, solo,

vegetação) e antrópicas (uso e ocupação do solo) de cada bacia hidrográfica.

Nesse contexto de complexidades e interações de uma bacia de drenagem, as análises

estatísticas multivariadas apresentam-se como a ferramenta mais adequada e importante para

determinação das variáveis mais relevantes em cada área de estudo. Essas análises, além de

reduzir a dimensionalidade e identificar um padrão no conjunto dos dados originais de um

54

monitoramento ambiental, permitem a caracterização dos possíveis fatores ou fontes

responsáveis pelas variações na qualidade da água.

3.8. ANÁLISES ESTATÍSTICAS MULTIVARIADAS

3.8.1. Análise Fatorial

A técnica denominada análise fatorial (AF) tem como foco principal explicar a

variabilidade original do vetor aleatório X, em função de um número reduzido de variáveis

(fatores comuns) e da sua relação com o conjunto original por meio de um modelo linear

(MINGOTI, 2013). Essa técnica ainda possibilita a detecção de estruturas de dados ocultos.

De modo geral, com a aplicação da AF espera-se que as variáveis originais Xi, i = 1,

2, 3,..., p sejam agrupadas em subconjuntos de novas variáveis ou fatores altamente

correlacionados entre si, mas muito pouco correlacionadas com variáveis pertencentes a outro

grupo (MINGOTI, 2013) (Figura 10).

Figura 10 - Ilustração da aplicação do modelo de análise fatorial.

Os fatores gerados pela análise seguem uma ordenação de importância, de modo que

o primeiro fator (F1) tem maior representatividade na explicação da variabilidade observada

em relação ao fator 2 (F2) e o segundo mais do que o terceiro, e assim sucessivamente

(NUNNALLY; BERNSTEIN, 1994; HAIR et al., 1998). Os autores ainda indicam que a

importância de um parâmetro dentro de cada fator pode ser observada pela sua carga fatorial.

Em algumas situações, mesmo com a redução dos dados do conjunto original, a

interpretação dos fatores F1, F2,..., Fm torna-se complicada devido à aparição de coeficientes

de grandeza numérica similar em diversos fatores (MINGOTI, 2013). Nesse contexto, torna-

se necessário o emprego de métodos de rotação ortogonal (mais comum e mais utilizado) ou

oblíqua nos fatores obtidos.

De acordo com Hoffmann (1999), o objetivo da rotação ortogonal é alcançar uma

estrutura mais simples de interpretação, isto é, obter uma nova matriz n x m de coeficientes de

fatores em que os valores absolutos dos elementos de cada coluna dessa matriz tendem, na

55

medida do possível, a 0 ou 1. Para Resende, Fernandes e Silva (2007) a rotação além de

representar uma nova solução, facilita a interpretação dos fatores ―secundários‖ por cada um

deles apresentar uma correlação relativamente forte com uma ou mais variáveis e correlação

relativamente fraca com as demais variáveis.

3.9. ESTUDOS UTILIZANDO TÉCNICAS MULTIVARIADAS

Jung et al. (2016) desenvolveram um trabalho cujo objetivo era analisar os principais

fatores que afetam espacial e temporalmente a qualidade das águas das bacia hidrográficas do

rio Nakdong na Coréia do Sul. Para tanto foram selecionados 12 pontos de amostragens nos

afluentes da bacia e 8 pontos no curso principal e os dados adquiridos durantes os anos de

2008 a 2012 foram submetidos as técnicas multivariadas. Com relação à análise de cluster,

observa-se como resultado a classificação de dois grupos estatisticamente significativos em

relação às características das fontes de poluição. O primeiro relaciona-se a baixos níveis de

poluição ao passo que o segundo associam-se as altas cargas poluidoras devido à presença de

muitas terras agrícolas e cidades nos arredores do corpo hídrico.

Li, Li e Zhang (2011) realizaram durante o período de 2006 a 2007 quatro

campanhas de amostragens em 19 rios da rota do oriente da China com intuito de investigar a

qualidade das águas ao longo do canal da rota de transporte. No total, foram coletadas 190

amostras de água dos sistemas hídricos abordados. Os resultados revelam que os principais

parâmetros de poluição da água estão relacionados às variáveis DQO, DBO, Nitrogênio

amoniacal, Nitrogênio total, Fósforo total, e Cd. Além disso, a Análise Fatorial/Análise de

Componentes Principais (AF/ACP) revelou quatro grandes grupos de variáveis que

influenciaram na qualidade hídrica durante o período amostrado, sendo o primeiro grupo

composto por CE, TDS, dureza, Cl- e Mn, caracterizando fontes naturais (dissolução de

rochas e solos); O segundo constituído por metais tóxicos oriundos de fontes antropogênicas

(lançamento de efluentes industriais); O terceiro fator representado pelos nutrientes, cujas

fontes estão relacionadas ao escoamento de áreas agrícolas e efluentes industriais; E o quarto

por variáveis que se associam aos poluentes orgânicos dos efluentes domésticos e industriais.

Com relação à análise de clusters, três grupos foram classificados e cada um deles expressam

diferentes níveis (moderado, alto e muito alto) de poluição da água.

Wang et al. (2012), desenvolveram uma pesquisa intitulada ―Evaluation of spatial

and temporal variation in stream water quality by multivariate statistical techniques: A case

study of the Xiangxi River basin, China‖. Para o estudo, 12 pontos foram amostrados

56

mensalmente durante cinco anos (2002 – 2006) e os dados analíticos foram submetidos as

análises de clusters, discriminantes, componentes principais e fatorial. Com a realização da

análise de agrupamento os dados originais foram agrupados em três clusters estatisticamente

significativos, de modo que o primeiro agregou os pontos que estão localizados à jusante da

área urbana e que recebe todas as descargas de poluição doméstica e industrial. Por sua vez os

cluster 2 e 3 estão localizados respectivamente em região dominantemente agrícola e região

florestal. Embora o AF/ACP não tenha demonstrado uma redução significativa dos dados nos

períodos sazonais amostrados, os fatores gerados sugeriram que os parâmetros responsáveis

pelas alterações da qualidade hídrica estão relacionados, principalmente, à diluição de sais

provenientes de fontes naturais e a poluição pontual de fósforo e difusa de nitrogênio,

resultante de atividades antrópicas.

Sing e colaboradores (2004) utilizaram diferentes técnicas multivariadas como

análise de cluster, análise fatorial/análise de componentes principais (AF/PCA) e análise

discriminante (AD) para avaliar a variabilidade espacial e temporal da matriz de dados da

qualidade da água do rio Gomti (Índia) que foram gerados por um programa de

monitoramento de 5 anos (1994 – 1998) e obtidos por meio de 8 pontos de amostragens. A

análise de agrupamento rendeu um dendograma, onde os pontos de amostragem foram

agrupados em três clusters estatisticamente significativos, sendo o primeiro caracterizado por

baixos níveis de cargas poluidoras, o segundo por altas taxas e o terceiro por níveis

intermediários.

Em relação à análise fatorial, foram gerados 6 fatores, no qual o fator 1 explica

17,6% da variância total dos dados originais e apresenta correlações positivas entre as

variáveis CE, Cl-, K

+, Na

+, TDS SO4

2- que pode ser interpretado como um componente

mineral da água do rio, provenientes da dissolução do calcário e gesso dos solos. O fator 2

(F2) explica 16,2% da variância total dos dados e exibe fortes correlações positivas entre

DBO e DQO e correlação moderada com o nitrato. Entretanto, nota-se também que nesse

fator ocorrem fortes correlações negativas entre pH e OD. De acordo com os autores o F2

pode ser explicado pela presença de altos níveis de matéria orgânica dissolvida (origem

antropogênica) que além de consumir grandes quantidades de oxigênio, reduz os valores de

pH pela liberação de ácido orgânicos na água. O F3 (12,02% da variância total) exibe fortes

correlações positivas entre os parâmetros dureza e cálcio e correlação moderada com a dureza

total. Este agrupamento aponta para fontes comuns de processos naturais de dissolução dos

constituintes do solo, principalmente carbonatos. O F4 explica 11,8% da variância total e

57

apresenta forte associação positiva entre dureza total e Mg2+

e associação moderada com

alcalinidade total, enquanto a variável temperatura apresenta-se negativamente relacionada.

Assim como o primeiro fator, o F4 também é caracterizado pelos componentes

minerais da água. O F5 elucida 7,2% da variância total que é representada pelas correlações

entre flúor e nitrogênio total, ao passo que o F6, apresentando uma variância de 6,1% é

constituído pelas associações entre sólidos totais e sólidos suspensos totais. Nesse último

fator, observa-se como fontes o escoamento superficial e o lançamento de resíduos no curso

d’água.

58

4. ÁREA DE ESTUDO

Para o presente trabalho foram selecionados os municípios de Paraíba do Sul

(22°9’43‖ S, 43°17’34‖ W) e Três Rios (22°7’1‖ S, 43°12’32‖ W), os quais se localizam no

Sudeste do Brasil, especificamente na região Centro-Sul do Estado do Rio de Janeiro,

fronteiriça a área da Zona da Mata Mineira (Figura 11). Esses municípios situados no inteior

do Estado Flumimense estão respectivamente a 140 km e 131 km da capital.

Figura 11 - Localização esquematizada dos municípios (Paraíba do Sul/RJ e Três Rios/RJ) abrangidos pela área

do estudo.

Fonte da base shapefile: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE.

Suas principais bacias hidrográficas são os rios: Paraibuna que nasce na Serra da

Mantiqueira em Minas Gerais e percorre um trecho de 166 km por entre municípios mineiros

até chegar na cidade de Três Rios/RJ, o Piabanha, cuja nascente se encontra na Serra dos

Órgãos em Petrópolis/RJ e suas águas cursam um caminho de aproximadamente 80 km de

extensão perpassando por diversos municípios fluminenses até sua foz no município

Trirriense e por fim o Paraíba do Sul que tem sua origem na Serra da Bocaina no Estado de

São Paulo e flui por domínios paulistas, mineiros e fluminenses perfazendo um percurso de

aproximadamente 1.120 km até desaguar em Atafona no Norte Fluminense. Cabe destacar

que além da foz dos rios Paraibuna e Piabanha se localizarem no município fluminense, esses

59

rios são afluentes do rio Paraíba do Sul, desaguando no famoso encontro dos três rios que

forma um delta triplo. Por sua vez, o rio Paraíba do Sul exerce um papel de grande destaque

por ser muito importante para o abastecimento público em grande parte do sudeste do Brasil,

principalmente para a região metropolitana do Estado do Rio de Janeiro e também para os

municípios da área de estudo em questão.

Por esses rios serem os principais corpos hídricos superficiais nos municípios foram

selecionados 8 (oito) pontos de amostragens ao longo da área de estudo, sendo 6 (seis) deles

no rio Paraíba do Sul, 1 (um) no rio Piabanha e 1 (um) no rio Paraibuna conforme

exemplificado pela figura 12 e tabela 5.

60

Figura 12 - Espacialização dos pontos de amostragens ao longo dos principais corpos d’água dos municípios de

Paraíba do Sul e Três Rios.

Fonte da base shapefile: Companhia de Pesquisas de Recursos Minerais – CPRM (Geobank) e Instituto

Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE.

Tabela 7 - Localização georreferenciada dos pontos de amostragens selecionados nos

principais recursos hídricos superficiais da área de estudo.

Pontos Descrição Bacia

Hidrográfica

Coordenadas

(UTM) / Datum

(WGS84)

Elevação

(m)

P-01 Entrada da cidade Três Rios Rio Paraíba do Sul 0681374/7551557 260

P-02 Encontro dos três rios Rio Piabanha 0692084/7553679 259

P-03 Encontro dos três rios Rio Paraíba do Sul 0692013/7553732 275

P-04 Região de Chiador Rio Paraibuna 0691253/7555868 270

P-05 Ponte das Garças Rio Paraíba do Sul 0688087/7552402 282

P-06 Ponte do Independência Rio Paraíba do Sul 0684454/7552778 270

P-08 Barão de Angra Rio Paraíba do Sul 0680113/7550514 274

P-12 Paraíba do Sul Rio Paraíba do Sul 0676669/7548182 283

O P-12 é o ponto de amostragem mais a montante do rio Paraíba do Sul em relação

aos outros pontos amostrais e está localizado na área urbana do município de Paraíba do Sul,

entre as proximidades do centro da cidade e o bairro Vila Salutaris. Nota-se em suas margens,

uma pequena faixa de mata ciliar persistente da vegetação nativa como demonstra a figura

13a, mas que está sob forte ameaça em função do crescimento urbano.

61

Assim como grande parte dos municípios de pequeno, médio e até mesmo de grande

porte do território nacional, o município de Paraíba do Sul não contempla um sistema de

tratamento de esgoto, de forma que os resíduos líquidos são lançados in natura no rio Paraíba

do Sul. Por esse motivo, observar-se por meio da figura 13b, 13c, e 13d que a montante do P-

12 em aproximadamente 300 metros, pelo menos três fontes pontuais de lançamento de

efluentes podem ser visualizados, seja pela presença de grande duto de esgoto ou por grandes

manchas cinza visíveis em períodos de estiagens.

Ainda que o P-12 esteja distante da cidade de Três Rios, no município vizinho de

Paraíba do Sul, o monitoramento dessa estação de amostragem se deu com o objetivo de se ter

um ponto a montante da cidade de Três Rios, sem influência de suas atividades urbanas e

industriais.

Figura 13 - Identificação de uma pequena faixa de vegetação ripária em ambas as margens do ponto de

amostragem P-12 (a) e a presença de três fontes pontuais de lançamentos de efluentes (b, c e d) a montante desse

ponto.

Diferentemente do P-12, o P-08 ainda no limite territorial do município de Paraíba

do Sul está inserido nos domínios do bairro de Barão de Angra entre a Rodovia Lúcio Meira

(BR-393) e a estrada da Barrinha, não sendo verificada, de acordo com a figura 14, ocupação

residencial próximo as suas margens. Contudo, próximo a esse ponto encontra-se a área da

A B

C D

62

Companhia Industrial Santa Matilde, uma oficina de vagões de trens e a montante um pátio de

transbordo do minério de bauxita da Companhia Brasileira de Alumínio (CBA). Aos arredores

e a margem do P-08 é possível também identificar atividade de criação de gado impulsionado

pela vasta área de pastagem existente no local.

Figura 14 - Margens do ponto P-08 sob pouca influência de ocupação residencial e industrial, mas com extensas

áreas de pastagens.

Conforme exemplificado pela figura 15, o P-01 é o ponto de amostragem onde se

encontram águas mais tranquilas entre os trechos amostrados do rio Paraíba do Sul,

principalmente em épocas com baixas pluviosidades. Isso se dá em decorrência da divisão do

curso hídrico principal em outros ―braços‖ do rio pela presença de diversas ilhas nessa

localidade e por fluírem em terrenos com pouca variação de declividade. Apesar desse ponto

se inserir também no bairro de Barão de Angra em Paraíba do Sul, ele está a poucos metros da

divisa dos municípios e do sistema de captação da Estação de Tratamento de Água Cantagalo

do município de Três Rios. Por fim, ressalta-se que a montante desse trecho há presença de

algumas ocupações residenciais próximo ao leito do rio.

63

Figura 15 - Ponto de amostragem onde as águas do rio Paraíba do Sul fluem mais lentamente, principalmente

em períodos de estiagem.

O P-06 está localizado na região central do município de Três Rios, margeando a

Avenida Prefeito Alberto da Silva Lavinas, popularmente conhecida como Beira Rio,

destacada pela figura 16a. Percebe-se que um trecho de aproximadamente 1 km antes desse

ponto amostral apresenta um forte grau de ocupação irregular das margens do rio Paraíba do

Sul tanto por residências como demonstra a Figura 16b quanto por indústrias do complexo

industrial Santa Matilde.

Outrora, esse complexo abrigava a extinta Companhia Industrial Santa Matilde que

produzia carros, tratores e vagões, mas atualmente o complexo virou pólo industrial,

abrigando dezenas de empresas, com destaque para aquelas dos ramos: metal-mecânico,

metroferroviário e de embalagens. Prosseguindo a montante desse complexo, ainda é possível

observar mais dois pólos industriais com atividades que variam do metal-mecânico, produção

de embalagens e telas ao segmento alimentício. Aliado a influência da ocupação urbano-

industrial das áreas do entorno da bacia somam-se a ausência da vegetação nativa, pastagens e

alguns pontos de assoreamento na calha do rio, principalmente próximo ao P-06, pois é uma

área de açodo com a figura 16c que em baixa vazão a coluna de água diminui

significativamente expondo o afloramento rochoso das extremidades do rio. Além disso, é

possível observar por meio da figura 16d uma fonte pontual de lançamento de efluentes

diretamente no corpo hídrico.

64

Figura 16 - Ponto localizado na região central do município de Três Rios (a), onde é possível observar próximo

ou no trecho amostrado algumas peculiaridades como: ocupação marginal (b), afloramento rochoso da calha do

rio (c) e lançamento in natura de esgoto doméstico (d).

A figura 17 representa o P-05 que está situado no bairro Ponte das Garças, em uma

das saídas do município de Três Rios em sentido a BR-393. Seguindo o fluxo contrário do rio

a partir do P-05, ou seja, a montante, verifica-se a predominância de pastagens em grande

parte da margem esquerda do rio Paraíba do Sul e uma intensa ocupação residencial ao longo

da margem direita, substituindo a vegetação das áreas consideradas áreas de preservação

permanente. Ainda a montante do P-05 e a margem direita do rio, além das ocupações

residenciais, destaca-se o polo industrial do bairro Triângulo. Em comparação aos outros

trechos amostrais, o P-05 é o ponto onde o rio Paraíba do Sul tem sua maior largura.

65

Figura 17 - Ponto localizado a jusante do adensamento urbano em uma das saídas do município de Três Rios.

Seguindo o fluxo do rio, o P-03 apresentado pela figura 18 é o último ponto de

amostragem do rio Paraíba do Sul, que está localizado no encontro dos três rios, na Rua Santa

Catarina, s/n, do bairro Moura Brasil. Nesse ponto, diferentemente dos outros trechos situados

ao longo do rio Paraíba do Sul é o local com maior fragmento florestal de vegetação nativa

preservado e reflorestado. Atualmente essa área é tombada pelo Patrimônio Histórico e

Ambiental, caracterizada como Reserva Ambiental do Pontal. Por esse motivo, observa-se

nesse segmento do rio a presença de muitos peixes em superfície.

Figura 18 - Trecho com a maior área de fragmento florestal entre os pontos amostrados no rio Paraíba do Sul.

Assim como o P-03, o P-02 destacado na figura 19 está inserido dentro da área de

Reserva Ambiental do Pontal no encontro dos Três Rios, entretanto, apesar dos pontos

66

estarem separados por alguns metros, a amostragem do P-02 é na foz do rio Piabanha.

Contudo, mesmo o ponto estando em uma área conservada, observa-se que a margem

esquerda a montante desse rio existe uma vasta área de pastagens em encostas íngremes.

Figura 19 - Inserido na área de Reserva Ambiental do Pontal – município de Três Rios, o P-02 é o ponto de

amostragem do rio Piabanha.

Por fim, o P-04 caracterizado pela figura 20, é o ponto representante do rio Paraibuna

e está localizado aproximadamente a 2 km de distância da foz do rio, no limite territorial entre

os municípios de Três Rios e Chiador, sendo este pertencente ao Estado de Minas Gerais. Não

tão diferente de alguns pontos do rio Paraíba do Sul, o entorno do P-04 é circundado por

extensas áreas de pastagens e solos expostos. No entanto, não se verifica ocupações

residenciais as margens do rio a jusante do P-04 e a montante só é possível observar a partir

do município de Comendador Levy Gasparian/RJ. Não obstante, entre o P-04 e o município

mencionado existe uma pequena central hidrelétrica, conhecida como PCH Santa Fé, cuja

área total do reservatório é de 205 hectares.

67

Figura 20 - Trecho amostrado do rio Paraibuna entre os limites territoriais dos municípios de Três Rios/RJ e

Chiador/MG.

4.1. COBERTURA E USO DO SOLO

A área se insere no bioma Mata Atlântica e sua vegetação original pertence aos

domínios da Floresta Estacional Semidecidual Montana, Floresta Estacional Semidecidual

Submontana, Floresta Ombrófila Densa Montana e Floresta Ombrófila Densa Submontana.

Dentre as fisionomias vegetais apresentadas pela figura 21, observa-se uma maior

predominância da Floresta E

stacional Semidecidual Submontana, cuja formação frequentemente ocorre em áreas

que se estende desde o Sul do Bahia passando por todos os estados do sudeste brasileiro, norte

e sudoeste do Paraná e adentrando em algumas regiões do centro-oeste do Brasil (VELOSO;

RANGEL-FILHO; LIMA, 1992). Ainda de acordo com esses autores, esse tipo de fisionomia

pode ser facilmente encontrado em encostas interioranas das barreiras geográficas que

formam a Serra da Mantiqueira e a Serra dos Órgãos. Entretanto, o atual cenário da vegetação

e uso do solo da área de estudo, está diretamente ligado ao processo histórico, econômico e

cultural da região.

68

Figura 21 - Principais fisionomias vegetais e sua distribuição territorial nos municípios correspondentes a área

de estudo.

Fonte da base shapefile: Instituto Estadual do Ambiente – INEA

Durante muitos anos a economia brasileira foi impulsionada pela exportação de

produtos advindos da agricultura, especialmente no decorrer do século XIX, quando o café

considerado um artigo de luxo e sobremesa se tornou o principal produto na pauta de

exportação brasileira. Na ocasião, encontrou na região de Paraíba do Sul, Três Rios e outros

municípios do Vale do Paraíba, condições ambientais favoráveis para o seu cultivo em larga

escala. Devido à fertilidade do solo ser maior em áreas com florestas nativas, estas eram

desmatadas para dar lugar ao cafezal (STEIN, 1985). Com o aumento da produção fez-se

necessário à construção da Estrada de Ferro D. Pedro II, tendo em vista a redução da distância

de escoamento, dos custos dos meios de transporte e da perda da produção ao longo do

caminho.

Segundo Zorraquino (2005), a mecanização da produção e do território trouxe novo

impulso e nova lógica ao processo de ocupação espacial, pois se estabeleceu

progressivamente um novo modelo territorial pautado na construção de rodovias, ferrovias e

linhas de navegação para escoamento das mercadorias até os portos das mais importantes

cidades do litoral, substituindo parte das paisagens naturais por paisagens construídas.

69

No início do século XX, quando o café começou a entrar em declínio devido ao

desgaste, empobrecimento do solo e a falta de terras para incorporar à agricultura extensiva,

as paisagens dos municípios de Paraíba do Sul e Três Rios foram quase que totalmente

modificadas e transformadas em pastagens (STEIN, 1985). Desta forma, as áreas degradadas

pela monocultura cafeeira foram destinadas à pecuária extensiva, contribuindo ainda mais

para diversos impactos ambientais.

De modo geral, o que se verifica na figura 22 é que a maior parte da cobertura e uso

do solo dos municípios pertencente à área de estudo é dominado predominantemente por

pastagens resultantes do processo histórico da região. Inversamente a essa vasta área, nota-se

a presença de pequenas manchas de ocupação urbana e áreas agrícolas, acompanhadas por

algumas porções de vegetação secundária em estágio inicial em que a maior parte encontra-se

entre fragmentos florestais consolidados. Esses fragmentos florestais incluem tanto áreas de

reflorestamentos quanto áreas de vegetação nativa, localizadas em sua grande maioria em

altitudes mais elevadas e/ou áreas de difícil acesso nas zonas rurais desses municípios.

Contudo, evidencia-se que entre os municípios, a cidade de Paraíba do Sul abriga a maior

parcela de fragmento florestal em comparação à cidade de Três Rios, pois de acordo com

Entre-Rios Jornal (2007) o município de Três Rios apresenta apenas 0,1% de sua cobertura

florestal original preservada e 35,6% de vegetação secundária, sendo que somente 2,8% dessa

cobertura situa-se na área urbana.

70

Figura 22 - Espacialização e categorização do uso e ocupação do solo ao longo dos municípios de Paraíba do

Sul/RJ e Três Rios/RJ.

Fonte da base shapefile: Instituto Estadual do Ambiente - INEA

4.2. SOLO

De acordo com Embrapa (2006), os solos analisados a partir de uma superfície

transversal são caracterizados e organizados em camadas paralelas e/ou horizontes que se

distinguem por suas distintas composições, resultantes de processos de adições, perdas,

translocações e transformações de energia e matéria que ocorrem ao longo do tempo sob

influências bióticas e abióticas. Tais influências dão origem a solos, cujas características e

composições expressam em determinando grau a condição do ambiente no qual eles se

inserem.

De acordo com a figura 23, três diferentes tipos de solos são encontrados na área de

estudo em questão, sendo eles o Argissolo Vermelho que ocupa a maior faixa territorial entre

os municípios, seguido do Latossolo Vermelho-Amarelo que cobre uma faixa intermediária e

por último, abrangendo uma menor área o Cambissolo Háplico.

Genericamente os Argissolos são solos formados por material mineral com

diferenciação entre suas camadas horizontais pela variação do teor de argila em função da

71

profundidade, apresentando uma coloração forte que varia do acinzentado e do amarelo ao

vermelho, além de apresentar um horizonte B textural imediatamente abaixo dos horizontes A

ou E (EMBRAPA, 2006).

Assim como os Argissolos, os Latossolos Vermelho-Amarelos são solos minerais

que apresentam horizonte B latossólico (horizonte diagnóstico dessa e das demais classes do

grupo de Latossolos) que ocorre imediatamente abaixo de qualquer tipo de horizonte A

(EMBRAPA, 2006). De modo geral, esse tipo de solo é conhecido por ser um solo bem

intemperizado, profundo e com coloração homogênea entre seus horizontes.

Os Cambissolos são solos que também são constituídos por material mineral com

características bem diversificadas, de modo que são caracterizados por serem rasos,

distróficos (solos em que a porcentagem de saturação por bases é inferior a 50%), álicos

(possuindo baixo potencial nutricional abaixo da camada arável pela saturação de alumínio) e

com forte coloração em tons amarelados (PEREIRA et al., 2010).

Figura 23 - Caracterização pedológica e distribuição dos diferentes tipos de solos nos municípios de Paraíba do

Sul/RJ e Três Rios/RJ.


4.3. GEOLOGIA

72

Quanto aos aspectos geológicos, o embasamento cristalino da área de estudo

pertence ao cinturão orogênico denominado Faixa Ribeira que se estende por 1400 km ao

longo da costa litorânea do Brasil e apresenta uma orientação NE-SW em consequência da

convergência colisional entre os Crátons São Francisco - Congo com a parte ocidental do

Cráton da Angola (VALLADARES et al., 2012). Esse cinturão é limitado ao norte pela Faixa

Araçuaí e insere-se em um sistema orogênico Neoproterozóico conhecido como Província

Mantiqueira que se prolonga desde o Sul do Estado da Bahia até o Uruguai (VICENTE,

2008). Nessa região da Província Mantiqueira ocupada pela Faixa Ribeira é observado amplas

zonas de cisalhamento que se propagam por centenas de quilômetros na direção NE-SW,

sendo a maior delas a Zona de Cisalhamento do Rio Paraíba do Sul constituída por longas e

estreitas faixas de rochas miloníticas de alta temperatura, zona estrutural relacionada à calha

do rio (VICENTE, 2008).

Dentro da compartimentação tectônica da Faixa Ribeira no setor central, os

municípios de Paraíba do Sul e Três Rios estão localizados em grande parte no terreno

tectono-estratigráfico denominando Terreno Paraíba do Sul ou simplesmente Klippe Paraíba

do Sul. (VALLADARES et al., 2012). Segundo o autor, essa estrutura tectônica está

cavalgada sobre o Terreno Ocidental, sendo caracterizada por duas principais unidades

litológicas que basicamente são os ortognaisses paleoproterozóicos de composição

predominantemente granítica a granodiorítica e a sequência metassedimentar siliciclástica

composta por gnaisses bandados e xistos pelíticos contendo lentes de mármores,

calcissilicáticas e gonditos.

De acordo com a base de dados obtida no Geobank da Companhia de Pesquisa de

Recursos Minerais – CPRM, elaborou-se dois mapas que apresentam as principais feições

litológicas que se distribuem ao longo dos municípios de Paraíba do Sul e Três Rios. Na

figura 24 observa-se que na área de estudo existe uma grande variedade de rochas com

composições mineralógicas que incluem plagioclásio, quartzo, mica, clorita, biotita, K

feldspato, ferromagnesianos, ortopiroxênio/hornblenda marrom entre outros minerais que são

característicos de rochas ígneas e metamórficas. Cabe salientar que estas classes de rochas

dominam completamente a geologia de ambos os municípios conforme demonstrado pela

Figura 25.

73

Figura 24 - Classificação e distribuição litológica nos domínios territoriais dos municípios abrangidos pela área

da pesquisa.

Fonte da base shapefile: Companhia de Pesquisas de Recursos Minerais – CPRM (Geobank).

74

Figura 25 - Apresentação espacial das principais classes de rochas dos municípios de Paraíba do Sul/RJ e Três

Rios/RJ.

Fonte da base shapefile: Companhia de Pesquisas de Recursos Minerais – CPRM (Geobank).

4.4. GEOMORFOLOGIA

Segundo o Instituto Estadual do Ambiente do Estado do Rio de Janeiro – INEA

(2011) a geomorfologia é parte integrante da geografia física responsável por estudos voltados

aos aspectos morfológicos, bem como as forçantes que influenciam e são influenciadas pelo

relevo da superfície terrestre, de modo que estes conhecimentos permitem identificar e

caracterizar áreas suscetíveis e vulneráveis a ocorrência de eventos como enchente,

deslizamentos, erosão e assoreamento.

A geomorfologia geral da área de estudo insere-se nos domínios do Planalto

Atlântico e da Depressão Tectônica Mesozóica-Cenozóica na Unidade Alinhamentos de

Cristas do Paraíba do Sul, de modo que o relevo é caracterizado pelas seguintes feições

morfológicas destacadas na figura 26: 1) os domínios serranos, que apresentam altitudes que

variam de 300 m - 800 m com destaques para as serras Alto da Terra Seca, Retiro e Cavaru;

2) os compartimentos de colinas e morros, cujas amplitudes topográficas oscilam entre 100 e

75

200 m, sendo favoráveis à ocupação urbana, principalmente próximo às planícies fluviais

onde se encontram terrenos planos (VALLADARES et al., 2012).

Figura 26 - Representação das principais feições geomorfológicas da área de estudo.


As feições colinas e morros são característicos na maior parte dos municípios de

Paraíba do Sul e Três Rios como demonstra a figura 26, assim como em outras cidades do

Estado do Rio de Janeiro. Devido à predominância e a morfologia, essas barreiras

topográficas foram denominadas como ―Mar de Morros‖, caracterizando o relevo do estado

fluminense.

Por fim, VALLADARES et al., (2012) ressalta que as configurações

geomorfológicas, geológicas e o modelo de uso e ocupação do solo empregado na área em

questão, contribuem com um intenso processo erosivo.

4.5. CLIMA

De acordo com a classificação de Köppen’s, o clima dos municípios de Paraíba do

Sul e Três Rios estão inseridos na zona subtropical úmido que apresenta inverno seco e frio e

76

verão quente e chuvoso, cujas temperaturas médias anuais variam de 20°C a 22°C, sendo a

máxima ≥ 22°C e a mínima entre - 3°C e 18°C (ALVARES et al., 2013).

Com base no banco de dados obtidos da Agência Nacional de Água – ANA e

Alvares et al. (2013), observa-se com base na figura 27 que em Paraíba do Sul os meses com

maiores índices pluviométricos são aqueles correspondentes aos meses com maiores

temperaturas, especialmente dezembro e janeiro que apresentam uma precipitação média de

217,57 mm e 220,35 mm respectivamente. Em contraposição, os meses de junho, julho e

agosto são aqueles com características do inverno seco e frio apresentando temperaturas e

precipitações médias de 16,9ºC e 23,58 mm, 16,3ºC e 14,93 mm, 17,2ºC e 18,46 mm

respectivamente.

Nota-se que o município de Três Rios segue o mesmo padrão climático do município

de Paraíba do Sul, apresentando apenas pequenas variações quanto às temperaturas e

precipitações médias mensais. Nessa cidade, as temperaturas são ligeiramente mais elevadas,

enquanto que a precipitação é um pouco mais baixa, com diferença anual de

aproximadamente 50 mm em comparação a Paraíba do Sul.

0

5

10

15

20

25

0

50

100

150

200

250

Tem

pe

ratu

ra ( C

)

Pre

cip

ita

çã

o (m

m)

Precipitação - Paraíba do Sul Precipitação - Três Rios

Temperatura - Paraíba do Sul Temperatura - Três Rios

Figura 27 - Representação gráfica das séries históricas de precipitação (1936 – 2015) e temperatura (1950 –

1990) do município de Paraíba do Sul e Três Rios.

Fonte: Agência Nacional de Águas – ANA (Hidroweb); ALVARES (2013).

Em relação aos dados pluviométricos e de vazões disponibilizados pela ANA e

registrados na figura 28 durante o ano de amostragem, observa-se que entre os meses de

77

coleta (excluindo a campanha de julho de 2016), caracterizados pelas barras de cor branca, a

campanha de outubro de 2015 e abril de 2016 foram os períodos com menor incidência de

chuva e consequentemente as menores vazões. Por outro lado, janeiro de 2016 apresentou os

maiores valores para ambas as variáveis.

A campanha de julho de 2016 não foi apresentada na figura 28 devido à ausência de

dados na página da Hidroweb para esse período. No entanto, o mês é caracteristicamente frio

e seco. Portanto, para esse trabalho o período chuvoso foi representado somente pela

amostragem de jan/2016 e o período seco pelas campanhas de out/2015, abr/2016 e jul/2016.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0

50

100

150

200

250

300

350

Vazã

o (

m3/s

)

Pre

cip

itação (m

m)

Precipitação

Vazão

Figura 28 - Representação gráfica dos índices pluviométricos e vazão durante o ano de amostragem.

Fonte: Agência Nacional de Águas – ANA (Hidroweb).

78

5. MATERIAL E MÉTODOS

Foram realizadas coletas trimestrais das águas de superfície dos rios Paraibuna,

Piabanha e Paraíba do Sul durante um ano hidrológico (4 campanhas: 01/10/15, 12/01/16,

27/04/16 e 19/07/16), tendo em vista a caracterização da qualidade e a geoquímica das águas

superficiais em escala espacial durante épocas de seca e de chuva, entre os anos de

2015/2016. Para isso, as coletas foram realizadas nos 8 (oito) pontos de amostragens

previamente selecionados em pesquisas anteriores e descritos na seção Área de Estudo desse

trabalho.

Durante a expedição de campo algumas medidas físico-químicas foram obtidas in

situ como o potencial hidrogeniônico (pH), potencial de oxi-redução (ORP), oxigênio

dissolvido (OD), salinidade, condutividade elétrica (CE), sólidos dissolvidos totais (TDS) e

temperatura por meio da sonda multiparamétrica Hanna Instruments e a turbidez por meio do

turbidímetro portátil PoliControl AP 2000.

Para coleta das amostras utilizou-se um recipiente de polietileno de alta densidade de

aproximadamente 8 litros para posterior transferência e armazenamento das amostras em

frascos devidamente descontaminados e apropriados para análises químicas. As amostras

destinadas as análises dos íons maiores e menores, elementos-traços, alcalinidade, sílica,

fosfato e fósforo total foram transferidas para tubos cônicos de polipropileno tipo falcon 50

mL previamente descontaminados em banhos de DETERTEC 3% e de ácido nítrico 3%. Em

cada banho os frascos foram mantidos por um tempo mínimo de 24 horas e ao fim do período

foram lavados pelo menos três vezes com água destilada.

As amostras destinadas à série nitrogenada (NH4-, NO2

- e NO3

-) foram também

transferidas para (tubos cônicos de polipropileno tipo) falcon 50 mL. Entretanto, a

descontaminação desses recipientes envolveu apenas o banho DETERTEC 3% e posterior

lavagem com água destilada (3x) e água Milli-Q (1x).

As amostras de mercúrio foram transferidas para frascos tipo falcon 50 ml que foram

descontaminados em banho DETERTEC 3% e banho de ácido clorídrico 3%.

Para as amostras de carbono orgânico dissolvido e nitrogênio total, material

particulado em suspensão (MPS), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), coliformes totais

e Escherichia coli, utilizaram-se respectivamente frascos vidro âmbar de 100 mL

(descontaminados em banho DETERTEC 3% e muflados em temperatura de 400 °C),

polietileno tereftalato de 1 L (descontaminados em banho DETERTEC 3% e rinsados com

ácido nítrico 3%), vidro borosilicato de 350 mL (descontaminados em banho detertec 3% e

79

rinsados com ácido nítrico 3%) e polipropileno de 100 mL com tiossulfato (frasco estéril).

Posteriormente, as amostras foram acondicionadas e mantidas no gelo a temperaturas de 2º C

a 4º C até o momento da análise no laboratório de Hidrogeoquímica do Departamento de

Geoquímica da Universidade Federal Fluminense (UFF).

Cabe salientar que ainda durante as atividades de campo, realizou-se um

levantamento por meio de registros fotográficos e observação direta do uso e ocupação do

solo, assim como os possíveis impactos ambientais que poderiam estar influenciando a

qualidade das águas superficiais ao longo da área estudada.

Além dos dados obtidos in situ e por análise laboratorial, utilizou-se nesse trabalho

dados de vazão e precipitação das estações Fazenda Barreira (58442000), PCH Santa Fé I

Jusante (58610500), Paraíba do Sul (58380001) e Três Rios (58385000) fornecidos pela

Agência Nacional de Água – ANA. Além disso, utilizou-se informações extraídas da

elaboração de mapa por meio dos arquivos shapefiles disponibilizados pelos Instituto Estadual

do Ambiente – INEA, Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE e Companhia de

Pesquisa de Recursos Minerais – CPRM.

5.1. ANÁLISES DE LABORATÓRIO

Material Particulado em Suspensão

Para a análise do material particulado em suspensão utilizaram-se filtros de acetato

de celulose com abertura de poros de 0,45 μm e 47 mm de diâmetro que passaram por um

rigoroso processo de tratamento antes de receber as amostras. Inicialmente, nesse pré-

tratamento, os filtros foram submerso por 1 (uma) hora em banho com 10% de ácido nítrico,

objetivando a descontaminação dos mesmos. Após esse período, eles foram levados a estufa

para secagem por aproximadamente 1 (uma) hora em temperatura que variava entre 50 °C a

55 °C. Quando totalmente secos, transferiram-se os filtros para um dessecador onde

permaneceu durante 15 minutos até a realização da primeira pesagem e último procedimento

da etapa de pré-tratamento.

As amostras foram filtradas com auxílio de uma bomba de vácuo, de modo que a

introdução da mesma no sistema foi realizada até que o filtro ficasse saturado de material,

impedindo dessa forma a passagem de água. Ao término da filtragem, tomou-se nota do

volume de amostra filtrada (medida importante para o cálculo de concentração) e os filtros

foram devidamente secos e novamente pesados, onde o peso final foi descontado do peso

80

inicial e posteriormente dividido pelo volume de água filtrada. Na figura 29 é possível

observar os filtros após a etapa do pré-tratamento (a) e de filtragem das amostras (b).

Figura 29 - (A) Membranas de acetato de celulose antes e (B) depois da filtragem das amostras.

Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO

A Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) foi determinada por meio do método da

NBR 12614 que consiste na determinação do oxigênio dissolvido (OD) em uma amostra antes

e após um período de 5 (cinco) dias de incubação da amostra, a uma temperatura de 20ºC.

Cabe salientar que os frascos destinados a essa análise foram completamente envolvidos com

papel laminado, isolando a amostra da exposição à radiação luminosa.

Coliformes Totais e Escherichia coli

Para investigação e quantificação de bactérias do grupo Coliformes, foi usado o

método Colilert, que consiste na utilização da tecnologia do substrato definido para

determinação de coliformes totais em água.

O sistema Colilert (patenteado por IDEXX Laboratories) é utilizado para detecções

simultâneas, identificações específicas e confirmativas de coliformes totais e E. coli em água

continental natural ou tratada. O Colilert utiliza açúcares ligados a radicais orgânicos

cromogênicos que fazem com que os microrganismos de interesse presentes na amostra

produzam uma mudança de cor (ou fluorescência) no sistema inoculado.

O critério para que as bactérias sejam consideradas ideais indicadoras de poluição de

origem fecal, é que estejam presentes em grande número nas fezes humanas e de animais, em

A B

81

efluentes residuais e ausentes em águas limpas. A E. coli é o único biótipo da família

Enterobacteriaceae que pode ser considerado exclusivamente de origem fecal.

Cada amostra de água com 100 ml recebeu o meio Colilert e foi posteriormente selada

e incubada a uma temperatura de 35°C por 24 horas, fornecendo desse modo os resultados por

coloração e fluorescência. A figura 30 retrata o procedimento passo a passo dessa análise,

desde a chegada da amostra ao laboratório até a obtenção do resultado analítico.

82

Figura 30 - Procedimentos para análises de coliformes desde a entrada da amostra no laboratório (a), introdução

do reagente e homogeneização da solução (b), selagem da cartela Quanti-Tray/2000 (c), contagem dos cubos

amarelos para coliformes totais (d) e azuis fluorescente para E. coli (e) até a leitura do número mais provável

(NMP) pela tabela de probabilidade (f).

Mercúrio Dissolvido

Para a análise do mercúrio (Hg) dissolvido, foram utilizados 45 ml de água filtrada

em membranas de acetato de celulose de 0,45 μm e 47 mm de diâmetro (previamente

descontaminadas) e acidificada com 600 µl de ácido clorídrico (HCl) destilado.

A B

C D

F E

83

Para a determinação do Hg, utilizou-se um analisador portátil de mercúrio da marca

LUMEX modelo RA-915+ acoplado ao acessório RP-91 (acessório de fixação para análise de

amostras líquidas) demonstrado pela figura 31. O método baseia-se na redução de Hg2+

para o

Hg elementar, utilizando solução redutora de cloreto estanhoso - SnCl2.

De modo geral, o equipamento funciona com dois borbulhadores (tubos

concêntricos), no qual o primeiro recebe uma alíquota de 5 ml da amostra + 5 ml da solução

de cloreto estanhoso e o segundo 10 ml de solução de hidróxido de sódio a fim de neutralizar

o ácido da solução redutora. O mercúrio elementar que é formado durante o bombeamento de

um fluxo de ar contínuo através dos borbulhadores é transportado até a célula de análise do

analisador RA-915+, onde os átomos de mercúrio são detectados e registrado o sinal analítico

da amostra.

Figura 31 - LUMEX modelo RA-915+ acoplado ao acessório RP-91 para análise de mercúrio em amostra

líquida.

Íons maiores e menores

As análises dos íons Na+, K

+, Ca

+, Mg

+2, Cl

-, SO4

-2, F

- e Br

-, foram realizadas nas

amostras filtradas (filtro de acetato de celulose de 0,45 μm e 47 mm de diâmetro) e sem

diluição prévia. Esses cátions e anions foram determinados simultâneamente por

cromatografia de íons num equipamento da marca Metrohm (Modelo 850 Professional IC

aclopado a um amostrador automático Modelo 858 Professional Sampler Processor),

84

utilizando colunas de troca iônica e detector de condutividade. As análises seguiram o método

padrão do Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (Method 9056a).

Alcalinidade

Segundo Feitosa et al., (2008), a alcalinidade é definida como a capacidade

quantitativa de uma água neutralizar ácidos devido à presença e/ou ausência de bases como

sais de carbonatos, bicarbonatos e hidróxidos. Desse modo, o método empregado para a

análise foi o de titrimetria, adicionando-se a amostra um volume conhecido de padrão de

ácido clorídrico (0,01M) até que a mesma atingisse os valores de pH (3,80, 3,70 e 3,50) pré-

fixados. Cabe salientar que o volume de ácido utilizado para cada faixa de pH pré-fixado foi

anotado para o posterior cálculo de concentração de bicarbonato, que realizou-se por meio do

aplicativo Project.

Elementos-Traços

Para as análises dos elementos-traço: Alumínio (Al), Antimônio (Sb), Arsênio (As),

Cádmio (Cd), Chumbo (Pb), Cobalto (Co), Cobre (Cu), Cromo (Cr), Estanho (Sn), Ferro (Fe),

Manganês (Mn), Molibdênio (Mo), Níquel (Ni), Vanádio (V) e Zinco (Zn), foram utilizados

de cada ponto amostral 15 ml de amostra filtrada em membranas com especificações descritas

em métodos anteriores e o pH ajustado para a faixa abaixo de 2,0, com a adição de 200 µL de

ácido nítrico suprapuro. Além disso, as amostras receberam 0,3 mL do padrão de 500 ppb de

ródio, conferindo uma concentração final de 10 ppb. O objetivo dessa aplicação foi tornar o

ródio padrão interno, ou seja, que sofresse as mesmas interferências que os analitos de

interesse poderiam estar sofrendo e, assim, corrigi-las.

Na determinação da concentração desses elementos-traço foi utilizado um

Espectrometro de Massas com Plasma Indutivamente Acoplado – ICP-MS X Series 2 da

marca Thermo Fisher Scientific, método (Method 6020a ) recomendado pela Agência de

Proteção Ambiental Americana – US EPA.

Sílica

A sílica (H4SiO4) foi determinada por meio do método colorimétrico, com reagentes,

padrões de calibração e comprimentos de onda específicos em espectrofotômetro Instrutherm

– Modelo UV-2000A, seguindo a metodologia de Grasshoff, Ehrhardt, e Kremling (1983). O

85

procedimento para as amostras e para as soluções padrão foi o mesmo, com exceção da

diluição realizada nas amostras. Portanto, para análise, retirou-se uma alíquota de 1 (um) mL

da amostra e pipetou-se em 9 (nove) mL de água deionizada. Em seguida adicionou-se 1 (um)

mL da solução que mistura proporcionalmente as soluções de heptamolibdato de amônio e de

ácido sulfúrico e manteve-se o conteúdo em repouso por 15 minutos. Após esse tempo,

adicionou-se imediatamente 1 (um) ml da solução de ácido oxálico e 0,5 ml da solução de

ácido ascórbico, mantendo novamente o conteúdo em repouso por um período de 40 minutos

até a realização da leitura das amostras no espectrofotômetro em comprimento de onda de 810

nm. O valor de absorbância dado pelo equipamento foi convertido em concentração (mg/L)

utilizando a curva de absorbância dos padrões versus concentração (lei de Lambert-Beer)

numa planilha de cálculo no Excel.

Fosfato

O método para análise de fosfato é adaptado de Grasshoff, Ehrhardt, e Kremling

(1983) e se baseia na reação dos íons da amostra com um reagente de molibdato acidificado

formando um complexo fosfomobilidato. Assim como a análise de sílica, o procedimento para

as amostras e para as soluções padrão na análise de fosfato é o mesmo. Contudo, para essa

análise, tomou-se uma alíquota de 5 mL da amostra ou da solução padrão adicionando-se

respectivamente 100 µL da solução acidificada de ácido ascórbico e 100 µL do reagente misto

(heptamolibdato de amônia tetrahidratado + tartarato antimônio de potássio). A amostra então

foi cuidadosamente agitada e em seguida deixada em repouso por um período de 10 a 30

minutos para a promoção da reação. Após o período de repouso, foi feita a leitura dos valores

de absorbâncias no espectrofotômetro Instrutherm – Modelo UV-2000A, com comprimento

de onda de 880 nm e em cubeta de 1 (um) cm de caminho óptico.

Fósforo Total

Para análise de fósforo total foram utilizadas amostras não filtradas. Em tubos de

ensaio previamente descontaminados, foram pipetados 10 mL de cada amostra e em seguida

adicionado 1 mL de uma solução oxidante (persulfato de potássio + hidróxido de sódio). Após

isso, os tubos foram devidamente lacrados e colocados em autoclave por 30 minutos. Ao

término da digestão e após esfriarem até alcançar a temperatura ambiente, as amostras foram

86

retiradas do autoclave. Para determinação do fósforo total seguiu-se a mesma metodologia de

análise de fosfato descrita acima.

Amônia

Para a análise de amônia, juntou-se 5 mL da amostra ou da solução padrão em um

recipiente plástico a 200 µL da solução de fenol + nitroprussiato de sódio, 200 µL da solução

de citrato tri-sódico + hidróxido de sódio e 200 µL da solução de trione + hidróxido de sódio.

Após a adição dos reagentes, a solução foi agitada cuidadosamente e depois mantida em

repouso por um período de 35 minutos em média. Ao final do intervalo, realizou-se a leitura

dos valores de absorbâncias num espectrofotômetro da marca Instrutherm – Modelo UV-

2000A, no comprimento de onda de 630 nm e cubeta de 1 (um) cm de caminho óptico. Para

determinar a concentração de amônia foi utilizada a mesma metodologia de cálculo

empregado na análise da sílica e do fosfato.

Nitrito

Da amostra não filtrada, foi retirada uma alíquota de 5 mL e transferida para um

recipiente plástico, no qual adicionou-se 200 µL de sulfanilamida. Depois de misturar o

conteúdo, esperou-se 1 minuto para adição do segundo e último reagente (n-naftil) que foi

homogeneizado por agitação. Após 15 minutos, fez-se a leitura das medidas em um

espectrofotômetro da marca Instrutherm – Modelo UV-2000A no comprimento de onda de

540 nm. Para determinar a concentração de nitrito usou-se o mesmo método de cálculo

empregado na análise de sílica e fosfato.

Nitrato

A análise de nitrato iniciou-se com a preparação da coluna redutora de cádmio.

Nesse procedimento, o cádmio granulado foi colocado parcialmente em um tubo em forma de

―u‖ conforme apresentado pela figura 32 e lavado com ácido clorídrico, água destilada e

sulfato de cobre. Feito isso, o tubo foi totalmente preenchido com água e cádmio, de modo

que o empacotamento da coluna foi realizado por vibrações oriundas de leves batidas na

parede do tubo.

87

Figura 32 - Coluna redutora de cádmio.

O passo seguinte consistiu na ativação da propriedade redutora da coluna com a

passagem de cerca 150 mL de padrão de nitrato de 100 µmol/L, e em seguida 100 mL da

solução tampão de cloreto de amônia. A partir deste ponto, quando a coluna se encontrava

pronta, retirou-se uma alíquota de 5 mL da amostra ou da solução padrão e 5 mL da solução

de cloreto de amônio e aplicou-se a um falcon para mistura. Destes 10 mL, passou-se 5 mL

para limpeza do redutor e os outros 5 mL foram coletados para a análise. Essa análise seguiu

o mesmo procedimento para a determinação de nitrito, uma vez que todo o nitrato presente na

amostra foi reduzido.

Nitrogênio Total e Carbono Orgânico Dissolvido

Para determinação do nitrogênio total e do carbono orgânico dissolvido utilizaram-se

amostras filtradas em membrana de fibra de vidro de 0,7 μm e 47 mm de diâmetro, as quais

foram analisadas pelo equipamento Total Organic Carbon Analyzer – TOC-V da marca

Shimadzu.

5.2. TRATAMENTO DOS DADOS

5.2.1. Balanço Iônico e Erro Analítico

O cálculo do balanço iônico e dos respectivos erros analíticos foram realizados as

análises químicas de cada amostra com objetivo de averiguar a adequabilidade dos resultados

laboratoriais. De acordo com Feitosa et al., (2008), o somatórios das concentrações dos

88

principais cátions devem ser semelhantes à soma das concentrações dos principais anions em

meq/L, de modo que o desvio percentual dessa igualdade é determinando pelo erro analítico

(%). Entretanto, para esse trabalho foi utilizado o erro definido por Logan (1965) que é

expresso pela seguinte equação:

Ep (%) = (∑ca - ∑ an) * 100 (Eq. 5)

(∑ca +∑ an)

Onde: Ep = Erro prático

∑ ca = somatório dos cátions em meq/L

∑ an = somatório dos ânions em meq/L

O erro teórico é o Ep (erro prático) máximo permitido, levando-se em conta os valores dos

íons, conforme mostrado na tabela 6:

Tabela 8 - Erro prático permitido para diferentes valores de somatórios dos íons.

Σ ca ou Σ an (meq/L) <1,0 1,0 2,0 6,0 10,0 30,0 >30,0

Ep (%) 15 10 6 4 3 2 1

5.2.2. Classificação Iônica

Para determinar a(s) fácie(s) hidroquímica(s) ao longo do trecho amostrado foi o

utilizado o diagrama de Piper desenvolvido por meio do programa QUALIGRAF, onde as

fáceis podem ser classificadas com base nos íons dominantes a partir de diagramas

triangulares, no qual são plotados os valores percentuais das concentrações dos principais

constituintes iônicos.

5.2.3. Análises Estatísticas

Por se tratar de dados geoquímicos e ambientais, os resultados originais tendem a

não ter uma distribuição normal, isto é, uma distribuição que muitas das vezes não se ajusta

ou se adequa a análise estatística, dificultando dessa maneira a interpretação dos resultados.

Portanto, para as análises multivariadas empregadas neste trabalho, realizou-se a

89

padronização (colocando as variáveis na mesma unidade de medida) com o auxílio do

programa Excel e a transformação dos dados por meio do método de log centrado

(AITCHISON, 1986) utilizando o software CoDaPack - Versão 2.00.0 . Essas transformações

permitem revelar fatos não observáveis nos dados originais.

As análises multivariadas foram realizadas usando o programa STATISTICA 8.0, no

qual desenvolveu os seguintes métodos: Análise de agrupamentos (Clusters) e análise fatorial

utilizando como método de extração a análise de componentes principais e o método de

rotação a varimax normalized.

Não obstante, além das análises multivariadas, foram realizadas análises de variância

(Teste de Kruskal-Wallis) no Statistica e análises descritivas no Excel.

90

6. RESULTADOS E DISCUSSÃO

6.1. PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS

A seguir e na tabela I em apêndice são apresentados os resultados dos parâmetros

físico-químicos medidos nas amostras de água do rio Paraíba do Sul, Piabanha e Paraibuna

provenientes de quatro campanhas de amostragens (outubro/2015, janeiro/2016, abril/2016 e

julho/2016) ao longo de um ano hidrológico. Para fins de comparação, foram introduzidos nos

gráficos de algumas variáveis os valores limites de concentração estabelecidos pela resolução

CONAMA 357/05. Além disso, os pontos de amostragens (eixo x dos gráficos) foram

considerados de montante a jusante (P-12, P-08, P-01, P-06, P-05, P-03, P-02 e P-04). Essa

configuração foi replicada para todas as demais análises espaciais realizadas no trabalho,

salvo as análises estatísticas multivariadas.

Em relação ao oxigênio dissolvido (OD), observa-se na figura 33 uma notória

variação tanto espacial quanto temporal. Na campanha de outubro/2015, a concentração de

OD variou de um mínimo de 4,21 mg/L no P-01 a um máximo de 6,85 mg/L no P-02,

enquanto a média foi de 5,51±0,34 mg/L. Tomando como base o valor de referência da

Resolução CONAMA 357/05 que estabelece que OD, em qualquer amostra, não seja inferior

a 5 mg/L, nota-se que nessa campanha os pontos P-12, P-08 e P-01 (todos do rio Paraíba do

Sul) apresentaram concentrações de 4,71, 4,36 e 4,21 mg/L respectivamente e, portanto,

abaixo do que determina a legislação.

Em janeiro/2016, foi observada concentração média de 5,23±0,28 mg/L, mínima de

4,45 mg/L no P-05 e máxima de 6,45 mg/L no P-04. 50 % dos pontos amostrados resultaram

em concentrações inferiores à concentração definida pela legislação brasileira. Entretanto,

resultados mais baixos foram observados no levantamento de abril/2016 quando todos os

pontos apresentaram concentrações inferiores ao valor de referência da CONAMA 357/05. A

menor concentração de OD nesse período foi observada no P-03 com valor de 2,85 mg/L,

enquanto que o valor máximo foi registrado no P-12 de 4,01 mg/L e média de 3,32±0,14

mg/L. Diferentemente da campanha anterior, a amostragem de julho/2016 foi a que

apresentou as maiores concentrações de oxigênio dissolvido nas águas com média de

7,08±0,25 mg/L, mínima de 5,82 mg/L e máxima de 8,20 mg/L.

Com exceção da campanha de janeiro/2016, percebe-se que, dos pontos amostrados

no rio Paraíba do Sul (ordem do fluxo: P-12, P-08, P-01, P-06, P-05 e P-03), os três primeiros

pontos apresentaram valores de OD com tendência de redução no sentido jusante (P-12>P-

08>P01). Esse comportamento pode ser explicado levando-se em consideração as

91

características físicas dos locais, pois os pontos P-12, P-08 e P-01 estão localizados em áreas

onde as águas são mais calmas e não sofrem agitação o que provavelmente diminui a

renovação do oxigênio dissolvido no rio. Além disso, a redução do oxigênio dissolvido nesses

pontos deve-se ao lançamento de efluentes não tratados da cidade de Paraíba do Sul. Em

contrapartida, para os pontos P-06, P-05 e P-03 respectivamente não foi observado um padrão

definido no comportamento do OD, provavelmente, devido à alternância de fortes correntezas

impulsionadas pelo atrito da água com o leito rochoso e/ou ressaltos hidráulicos com trechos

de remansos.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)

Concentr

ação (m

g/L

)

Pontos de Amostragem

OD

Figura 33 – Distribuição espacial e temporal das concentrações de OD (mg/L) nas águas superficiais dos

municípios de Três Rios e Paraíba do Sul.

92

Os resultados apresentados nas quatro campanhas podem ser explicados

fundamentalmente com base na relação entre temperatura e OD (r: - 0,50) apresentada na

figura 34, pois com a diminuição da temperatura das águas superficiais, aumenta-se

consequentemente a concentração de oxigênio dissolvido nos rios e vice versa (Lei de Henry).

Entretanto, os baixos valores de OD registrados, principalmente na amostragem de abril/2016,

podem estar relacionados também à entrada de efluentes domésticos no corpo receptor e aos

processos de nitrificação e de oxidação de íons metálicos conforme apresentados pelas

equações abaixo descritas por Andrade (2010) e Munter (2013).

Reação de oxidação da matéria orgânica

MO + O2 + bactérias → CO2 + H2O + energia (Eq. 6)

Reação de oxidação do ferro:

4Fe(HCO3)2 + O2 + 2H2O › 4Fe(OH)3 + 8CO2 (Eq. 7)

Reação de oxidação do manganês:

2Mn(HCO3)2 + O2 + 2H2O › 2Mn(OH)4 + 4CO2 (Eq. 8)

Nitrificação:

2NH3 + 3O2 → 2 NO2- + 2H

+ + 2H2O (Eq. 9)

2NO2- + O2 → 2NO3

-

0

5

10

15

20

25

30

0

1

2

3

4

5

6

7

8

OUTUBRO (2015) JANEIRO (2016) ABRIL (2016) JULHO (2016)

( C

)

Co

nce

ntr

açã

o m

éd

ia (m

g/L

)

Oxigênio Dissolvido Temperatura

Figura 34 – Relação entre temperatura e oxigênio dissolvido nas águas superficiais amostradas nos municípios

de Três Rios e Paraíba do Sul.

93

Concentrações inferiores a 5 mg/L de OD também foram encontradas por Almeida et

al. (2004) nas águas do córrego Ribeirão dos Porcos, no município de Espírito Santo do

Pinhal, SP e por Sardinha et al. (2008), nas águas superficiais do Ribeirão do Meio, localizado

no município de Leme também pertencente ao estado paulista. Ambos os trabalhos indicaram

que as condições de hipoxia (baixa concentração de OD) relacionavam-se ao metabolismo

microbiano e ao excesso de matéria orgânica proveniente de efluentes domésticos.

Alvarenga et al. (2012) analisando um dos afluentes do rio Paraíba do Sul,

observaram que durante o período úmido (dezembro, janeiro, fevereiro e março) o oxigênio

dissolvido variou de 3,6 até 5,5 mg/L. Segundo os autores, os baixos valores de OD no

período chuvoso foram associados ao aumento dos processos erosivos e um maior aporte de

matéria orgânica para dentro da microbacia.

Comparando-se as concentrações de OD em função dos períodos temporais

analisados, nota-se que não existe diferença significativa entre a época de chuva e o período

de seca, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,98).

Os valores de pH como mostrado na Figura 35, em todas as campanhas com exceção

do P-04 de julho/2016 ficaram rigorosamente dentro da faixa (entre 6 e 9) preconizada pelo

dispositivo legal utilizado para referência. No entanto, cabe destacar que para a primeira

campanha (outubro/2016) a média observada foi de 6,98±0,12, o valor mínimo de 6,49 no P-

02 e o máximo de 7,60 no P-12. No segundo levantamento registrou-se valor médio de

7,85±0,09, mínimo de 7,45 no P-04 e máximo de 8,10 no P-12. A terceira campanha

apresentou média de 6,77±0,18, mínimo de 6,02 no P-04 e máximo de 7,45 no P-06. Por fim,

na última amostragem observou-se uma média de 6,64±0,17, um mínimo de 5,95 no P-04 e

um máximo de 7,30 no P-01.

Os maiores valores (segundo o teste de Kruskal-Wallis, p = < 0,001) foram

registrados na campanha de janeiro de 2016, período caracterizado pela estação chuvosa.

Segundo Von Sperling (1996), valores elevados de pH em sistemas hídricos podem estar

associados ao consumo de CO2 pelo aumento da fotossíntese de vegetais em geral,

principalmente em altas temperaturas que contribuem para acelerar o processo. Além disso,

durante o período chuvoso, há um maior aporte de material terrígeno que possui HCO3- pela

decomposição dos silicatos e outros litotipos.

94

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04


pH

Figura 35 - Distribuição espacial e temporal dos valores de pH nas águas superficiais dos municípios de Três

Rios e Paraíba do Sul.

Em relação à temperatura das águas superficiais demonstrada na figura 36, observa-

se os seguintes resultados: para a primeira campanha: média de 26,50±0,12 °C, mínima de

25,88 °C no P-04 e máxima de 26,81°C no P-06. 2ª campanha: média de 28,07±0,10 °C,

mínima de 27,37 °C no P-02 e máxima de 28,31 °C no P-03. 3ª campanha: média de

26,38±0,28, mínima de 24,78 °C no P-02 e máxima de 27,02 °C no P-03. 4ª campanha: média

de 20,20 °C, mínima de 18,71 °C no P-02 e máxima de 20,61 °C no P-06.

De acordo com os dados de temperatura, podem-se vislumbrar algumas

peculiaridades entre as campanhas de campo, principalmente entre janeiro/2016 e julho/2016

que apresentaram as maiores e menores temperaturas respectivamente. Essa diferença,

segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = < 0,001), é da ordem de aproximadamente 8 °C e sua

explicação deve-se ao fato de que essas temperaturas representam características das estações

de verão e inverno sobre as águas superficiais. Por outro lado, as campanhas de outubro/2010

95

e abril/2016 (estações de primavera e outono, respectivamente) não apresentaram diferença

significativa de acordo com o teste de Kruskal-Wallis (p = 1,00) em relação à temperatura da

água. Isso acontece pelo fato da temperatura do ar nestas épocas do ano variarem pouco, entre

26 a 27 °C.

0

5

10

15

20

25

30

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

( C

)


Temperatura

Figura 36 – Distribuição espacial e temporal dos valores de temperatura (°C) das águas superficiais amostradas

nos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul.

Quando a variável em questão é a turbidez exposta na figura 37, observa-se que os

valores médios, mínimos e máximos encontrados durante os levantamentos de campo, foram:

outubro/2015: média de 6,34±0,83 NTU, mínimo de 4,00 NTU e máximo de 11,60 NTU;

janeiro/2016: média de 48,01±12,09 NTU, mínimo de 23,70 NTU e máximo de 127,00 NTU;

abril/2016: média de 21,35±1,52, mínimo de 14,70 NTU e máximo de 30,00 NTU;

julho/2016: média de 23,71±2,39 NTU, mínimo de 15,20 NTU e máximo de 34,50 NTU.

96

Entre todas as campanhas, a campanha de janeiro/2016 (período chuvoso) registrou

um único valor localizado no P-02 (rio Piabanha) que foi superior as 100 unidades

nefelométricas, limite máximo previsto na resolução CONAMA 357/05. Esse fenômeno pode

ser explicado levando em consideração a influência do clima (precipitação) e a geomorfologia

do terreno de escoamento do rio representado pelo P-02. O rio Piabanha se comporta como

rios de encostas íngremes e atravessa municípios de climas mais amenos, cujas altitudes além

de diminuir a temperatura, favorecem o aumento de índices pluviométricos. Os maiores

volumes de chuvas aliado à declividade de algumas áreas e ao manejo inadequado do solo

para práticas agrícolas, tornam a bacia hidrográfica do Piabanha mais vulnerável e susceptível

aos processos erosivos com consequente aumento no aporte de sedimentos em suspensão

transportado pelo rio.

Por outro lado, os menores valores foram distribuídos equitativamente entre os

pontos P-01 e P-04 nas campanhas realizadas em outubro/2015 e janeiro/2016,

respectivamente. O baixo valor no P-01 pode estar relacionado à semelhança da área

amostrada (principalmente em épocas de baixa vazão) com as características dos ambientes

lênticos. A ausência de corrente nesse trecho, além de impossibilitar o revolvimento do

material de fundo, diminui o tempo de residência de sedimentos na coluna d’água,

confirmando os baixos valores de turbidez registrados na região. Não obstante, o

comportamento lêntico do P-01 também se refletiu nos valores de OD como mostrado

anteriormente. Por sua vez, as baixas medidas de turbidez encontradas no P-04 podem estar

associadas tanto ao estado de conservação das faixas marginais do rio quanto à retenção de

sedimentos por uma pequena central hidrelétrica – PCH localizada alguns poucos km a

montante do ponto.

Considerando somente os pontos localizados no rio Paraíba do Sul (P-12, P-08, P-01,

P-06, P-05 e P-03), observa-se que o P-05 foi o ponto que apresentou o maior valor de

turbidez para o período chuvoso. Isso porque esse trecho é caracterizado por fortes

correntezas que além de favorecer a erosão das margens, disponibiliza para coluna d’água

sedimentos do leito do rio por turbilhonamento.

Devido à influência da precipitação sob os valores de turbidez, é possível observar de

acordo com o teste de Kruskal-Wallis diferença estatística (p = < 0,001) entre os períodos

seco e úmido.

97

0

20

40

60

80

100

120

140

0

20

40

60

80

100

120

140

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (N

TU

)

Concentr

ação (N

TU

)


Turbidez

Figura 37 - Distribuição espacial e temporal dos valores de turbidez (NTU) nas águas superficiais dos


Quanto aos resultados da demanda bioquímica de oxigênio (DBO) exposto na figura

38, salienta-se que devido à limitação do procedimento (adaptação do método) na primeira

amostragem, os valores dos pontos P-04, P-05, P-06, P-08 e P-12 referentes à campanha de

outubro/2015 não foram registrados. Entretanto, a ausência de tais informações não

comprometeram a interpretação da variável em questão, uma vez que todos os demais

resultados se apresentaram dentro do valor limite de até 5 mg/L preconizado pela resolução

CONAMA 357 de 2005.

Excetuando-se a campanha de outubro/2015 pela ausência dos dados, os valores

encontrados para as demais campanhas foram: janeiro/2016: média de 0,85±0,27 mg/L,

mínimo de 0,05 mg/L no P-08 e máximo de 1,99 mg/L no P-01. Abril/16: média de 0,57±0,13

mg/L, mínimo de 0,05 no P-04 e máximo de 1,31 no P-01. Julho/16: média de 1,57±0,22

mg/L, mínimo de 0,50 no P-08 e máximo de 2,28 no P-04. Em relação aos períodos temporais

98

(úmido e seco) não foi observada diferença significativa (p = 0,40) segundo o teste de

Kruskal-Wallis. Esse comportamento deve-se principalmente à influência de dois fatores: 1. A

renovação do oxigênio dissolvido por meio de turbilhonamento da água, ocasionado pelo

atrito da corrente com o leito rochoso do rio e pela presença de pequenos ressaltos

hidráulicos. 2. A minimização dos impactos das cargas orgânicas nos valores de DBO por

meio da capacidade de autodepuração do rio.

0

1

2

3

4

5

6

0

1

2

3

4

5

6

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)

Concentr

ação (m

g/L

)


DBO

Figura 38 - Distribuição espacial e temporal dos valores DBO (mg/L) nas águas superficiais dos municípios de

Três Rios e Paraíba do Sul.

Os resultados relativos ao potencial de oxirredução (Eh) exemplificado na figura 39,

mostraram pequenas variações nas amostragens das águas superficiais, ao longo do período

estudado. Na primeira campanha amostral o valor médio foi de 210±1,10 mV, mínimo de 208

mV nos pontos P-01, P-02, P-04, P-06 e P-08 e máximo de 216 mV no P-12. Na segunda

amostragem a média foi de 206±1,58 mV, mínimo de 199 mV no P-08 e o máximo de 211

99

mV no P-02. A terceira campanha foi definida por um valor médio de 210±0,64 mV, mínimo

de 208 mV no P-12 e máximo de 214 mV no P-06. Por fim, a última amostragem apresentou

média de 204±0,65 mV, mínimo de 201 mV no P-02 e máximo de 206 mV no P-01 e no P-08.

Assim como a DBO, o Eh não apresentou de acordo com o teste de Kruskal-Wallis

diferença significativa (p = 0,41) quanto ao período chuvoso e seco.

185

190

195

200

205

210

215

220

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

V)


Eh

Figura 39 - Distribuição espacial e temporal do potencial de oxirredução - Eh (Mv) nas águas superficiais dos


Os valores de condutividade elétrica (CE), como ilustrados na Figura 40, se

distribuíram ao longo do período amostrado da seguinte forma: outubro/2015: média de

65,05±8,49 µS/cm, mínimo de 28,66 no P-04 e máximo de 97,90 µS/cm no P-12. Para

janeiro/2016: média de 102,3±7,78 µS/cm, mínimo de 52,10 µS/cm no P-04 e máximo de

124,0 µS/cm no P-01. Na campanha de abril/2016, a média computada foi de 87,38±10,87

100

µS/cm, mínimo de 34,0 µS/cm no P-06 e máximo de 107,0 µS/cm no P-12. Na amostragem

de julho/2016 registrou-se média de 68,88±1,96 µS/cm, mínim de 62,0 µS/cm no P-12 e

máximo de 77,0 µS/cm no P-08.

De acordo com o teste de Kruskal-Wallis, observou-se para a variável em questão,

diferença significativa (p = 0,002) em relação aos períodos temporais analisados.

Apesar da inexistência de um valor de referência na resolução CONAMA 357/05

para esse parâmetro, pesquisadores como Pinto, Oliveira e Pereira (2010), Araújo e Oliveira

(2013) e a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo – CETESB (2008) consideram que

concentrações superiores a 100 µS/cm indicam ambientes impactados. Portanto, pode-se

considerar que entre os períodos temporais amostrados, as campanhas de janeiro/2016 e

abril/2016 apresentaram as condições mais críticas de condutividade elétrica, uma vez que no

levantamento de janeiro/2016 seis pontos (P-01, P-03, P-05, P-06, P-08 e P-12) apresentaram

valores acima dos 100 µS/cm e no de abril/2016, cinco pontos (P-01, P-03, P-05, P-08 e P-

12). Tais resultados, além de serem atribuídos ao lançamento de efluentes domésticos e

industriais não tratados nos rios, estão associados à intensificação de processos erosivos e

lavagem de áreas agrícolas pelas chuvas com consequente aumento da carga de material

particulado em suspensão e íons dissolvidos.

101

0

20

40

60

80

100

120

140

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µS

/cm

)


CE

Figura 40 - Distribuição espacial e temporal da Condutividade Elétrica (µS/cm) nas águas superficiais dos


Em relação aos sólidos totais dissolvidos (TDS) exposto na figura 41, além da

pequena variação entre as campanhas amostrais, encontram-se muito abaixo do limite

referencial de 500 mg/L determinado pela CONAMA 357 de 2005. Para a amostragem de

outubro/2015 a média foi de 42,28±5,52 mg/L, mínimo de 18,63 no P-04 e máximo de 63,64

mg/L no P-12. Na campanha seguinte a média foi 66,50±5,06 mg/L, mínimo de 33,87 no P-

04 e máximo de 80,60 no P-01. Para abril/2016 a média foi de 56,79±7,06 mg/L, mínimo de

22,10 no P-06 e máximo de 69,55 mg/L no P-12. Na última campanha a média foi de

44,77±1,27 mg/L, mínimo de 40,30 no P-12 e máximo de 50,05 no P-08.

Observou-se por meio do teste de Kruskal-Wallis, diferença significativa (p = 0,002)

entre os períodos temporais (chuvoso e seco) analisados. Diferença essa influenciada pela

precipitação.

102

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Co

nce

ntr

ação

CO

NA

MA

35

7(m

g/L

)

Concentr

ação (m

g/L

)


TDS

Figura 41 - Distribuição espacial e temporal dos Sólidos Totais Dissolvido - TDS (mg/L) nas águas superficiais

dos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul.

6.2. PARÂMETROS MICROBIOLÓGICOS

Os principais parâmetros microbiológicos utilizados na determinação da qualidade da

água incluem as bactérias dos grupos coliformes totais e termotolerantes (Escherichia coli).

Grupos estes utilizados nesse estudo.

De modo geral, nota-se por meio da tabela I em apêndice e pela figura 42 que com

exceção dos valores do P-02 e P-04 durante o período seco, todos os demais pontos

apresentaram valores de 2419,60 NMP/100 mL para coliformes totais. Por esse motivo, não

houve variações significativas entre os períodos temporais analisados (p = 0,72), segundo o

teste de Kruskal-Wallis. No entanto, os altos valores demonstrados para o chuvoso indicam

duas principais fontes: lançamento de efluentes domésticos no corpo hídrico sem tratamento

103

prévio e o aporte de sedimentos oriundos da bacia de drenagem. Já os valores obtidos para o

período seco foram influenciados majoritariamente por esgotamento doméstico, uma vez que

nesse período o arraste de material particulado da bacia é mínimo ou nulo.

Apesar de não existir um limite máximo permitido para esse grupo na Resolução

CONAMA 357 de 2005, na Portaria n° 2914 de 2011, que dispõe sobre os procedimentos de

controle e de vigilância da qualidade da água para consumo humano, seu padrão de

potabilidade estabelece como valor máximo permitido a ausência de coliformes totais em 100

mL. Portanto, todas as amostras encontram-se em desconformidade com a Portaria.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

NM

P/1

00 m

L

Coliformes totais

Período Chuvoso Período Seco

Figura 42 - Distribuição espacial e temporal de Coliformes totais (NMP/100 mL) nas águas superficiais dos


A figura 43 apresenta os resultados referentes à Escherichia coli. Para o período

chuvoso os resultados foram: mínimo de 193,50 NMP/100 mL no P-06, máximo de 2419,60

NMP/100 mL no P-02, P-03 e P-04 e média de 1340,91±347,25 NMP/100 mL. Período seco:

mínimo de 48,87 NMP/100 mL no P-04, máximo de 2419,60 NMP/100 mL no P-05, P-06 e

P-12 e média de 1468,11±331,33 NMP/100 mL. Apesar da variabilidade apresentada em cada

período temporal, não se observa de acordo com o teste de Kruskal-Wallis, diferença

significativa entre o período úmido e o período de estiagem (p = 0,86).

Levando em consideração o limite máximo preconizado pela Resolução CONAMA

357 de 2005 que é de 1000 NMP/100 mL para águas de classe II, nota-se que no período

chuvoso quatro pontos (P-02, P-03, P-04 e P-12) ultrapassaram o limite, enquanto que no

período seco foram seis (P-01, P-03, P-05, P-06, P-08 e P-12). Considerando o limite

referencial da Portaria n° 2914 que é a ausência de Escherichia coli em 100 mL, nota-se que

todas as amostras não atenderam o dispositivo legal.

104

Em relação aos primeiros quatros pontos mencionados anteriormente durante o

período chuvoso, observa-se que com exceção do P-12 que se encontra na área urbana do

município de Paraíba do Sul, todos os demais pontos (P-02, P-03 e P-04) localizam-se

próximo ou na área da Reserva Ambiental do Pontal. Contudo, mesmo estando em área de

preservação, os pontos P-02, P-03 e P-04 apresentaram valores exorbitantes para E. coli,

revelando assim, além da influência do escoamento superficial das bacias hidrográficas, o

impacto da falta de saneamento básico (tratamento de efluentes) de cidades a montantes como

Paraíba do Sul e Três Rios para o P-03, Juiz de Fora e Comendador Levy Gasparian para o P-

04 e Petrópolis e Areal para o P-02.

Por sua vez, os pontos mais relevantes para o período seco (com base no limite

estabelecido pela Resolução CONAMA 357 para Escherichia coli) foram todos aqueles

localizados no rio Paraíba do Sul. Rio este que recebe diariamente milhares de litros de esgoto

não tratado ao longo dos Estados de São Paulo, Minas Gerais e Rio de Janeiro.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

NM

P/1

00 m

L

Escherichia coli

Período Chuvoso Período Seco CONAMA 357

Figura 43 - Distribuição espacial e temporal de Escherichia coli (NMP/100 mL) nas águas superficiais dos


6.3. MATERIAL PARTICULADO EM SUSPENSÃO

A discussão do material particulado em suspensão – MPS foi baseada na comparação

dos resultados obtidos entre os períodos climáticos (chuvoso e seco) definidos pelas

condições pluviométricas apresentadas em cada mês de campanha amostral.

Os resultados encontrados para o período chuvoso foram: média de 32,39±9,17

mg/L, mínimo de 11,87 mg/L no P-01 e máximo de 91,45 mg/L no P-02. Por sua vez, o

período seco caracterizou-se por valores, cuja média foi de 5,61±0,72 mg/L, mínimo de 2,53

105

no P-01 e máximo de 8,16 no P-02. Todos os resultados analíticos da variável em questão

encontram-se na tabela I no apêndice.

De modo geral, observa-se de acordo com o teste de Kruskal-Wallis (p < 0,001) que

a variação do MPS foi condicionada ao comportamento pluviométrico e consequentemente a

alteração da vazão dos rios durante o período chuvoso e seco. A relação MPS x Vazão

evidencia um comportamento diretamente proporcional entre as variáveis analisadas, de modo

que os maiores valores de MPS são registrados no período chuvoso caracterizado pelas

maiores vazões, ao passo que as menores concentrações estão relacionadas ao período seco de

menor vazão.

Dentro do segmento amostrado no rio Paraíba do Sul e exemplificado pela figura 44,

o P-01 é o ponto com a menor concentração de MPS em ambos os períodos temporais, sendo

11,87 mg/L no período chuvoso e 2,53 mg/L±0,74 no período seco, variação de quase 5 vezes

entre os períodos. Esse fato é corroborado pelos baixos valores de turbidez (r: 0,58)

encontrados durante o período do estudo, que, provavelmente se justifica pela semelhança da

área amostrada (principalmente em épocas de baixa vazão) com as características de

ambientes lênticos, correnteza fraca ou mesmo ausente.

106

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Va

zã

o (m

3/s

)

Ma

teri

al P

art

icu

lad

o e

m S

usp

en

sã

o -

MP

S

(mg

/L)

Período Seco Período Chuvoso Vazão - Período Seco Vazão - Período Chuvoso

Figura 44 - Distribuição espacial e temporal dos valores de Material Particulado em Suspensão - MPS (mg/L)

nas águas superficiais do rio Paraíba do Sul.

O rio Piabanha, caracterizado pelo P-02, apresenta um comportamento diferenciado

em relação aos outros rios, pois mesmo sendo o menos caudaloso com vazão de 12,2 m3/s no

período seco e 38,3 m3/s no período chuvoso, é o ponto com as maiores concentrações de

material particulado em suspensão, principalmente em época de chuva quando a concentração

atingiu 91,45 mg/L. Esse diferencial, provavelmente, se deve a geomorfologia, o uso do solo e

RIO PARAÍBA DO SUL RIO PIABANHA RIO PARAIBUNA

107

a pluviosidade nos diversos municípios da região serrana por onde o rio Piabanha atravessa,

como as cidades de Petrópolis e Areal. Municípios que além de apresentar uma topografia

escarpada e íngreme que favorece processos erosivos, são caracterizados pelos diferentes usos

do solo e por práticas agrícolas. No entanto, tais usos e práticas nem sempre são as mais

corretas como, por exemplo, o desmatamento e a exposição de solos em áreas íngremes. Outra

característica importante para o aumento do MPS no sistema aquático está relacionado à

intensificação do deflúvio superficial das áreas agrícolas ocasionado pelos altos índices

pluviométricos registrados nessa região.

Em comparação aos outros pontos amostrais, o P-04 foi o que apresentou os maiores

valores de vazão para ambos os períodos temporais, sendo 50,9 m3/s registrado durante a

estiagem e 93,0 m3/s na época chuvosa. Mas apesar dos altos valores de vazão, a

concentração de MPS nesse trecho acaba sendo influenciada por uma pequena central

hidrelétrica – PCH localizada aproximadamente 3 km a montante e que certamente retém boa

parte do MPS que atingiria esse ponto.

Todavia, cabe salientar que assim como o rio Paraibuna, as concentrações de MPS

tanto do rio Paraíba do Sul quanto do Piabanha acabam sendo influenciadas por diversas

barragens e/ou muros de contenção de margens presentes ao longo de seus cursos. Segundo

Williams e Wolman (1985) e Reda et al. (2016), as barragens apresentam grande capacidade

de retenção de sólidos e partículas em suspensão.

Comparando os resultados obtidos com outros dados de MPS como apresentado na

tabela 7, nota-se que mesmo diante da possibilidade de interferência física nos rios, seja para

geração de energia elétrica, contenção de margens ou transposição, o aumento do material

particulado em suspensão se dá significativamente do período seco para o período chuvoso

em função do aumento nos índices pluviométricos sobre as bacias hidrográficas.

Tabela 9 - Concentração de MPS em diversos rios brasileiros durante o período de

estiagem e o período chuvoso.

AUTORES BACIA HIDROGRÁFICA CONCENTRAÇÃO DE MPS EM mg/L

PERÍODO SECO PERÍODO CHUVOSO

Brandão, 2015 Rio Piabanha 5,58 29,90

Costa, 2014 Rio Jacaré Grande 23,41 28,43

Costa, 2014 Rio Pará 15,89 18,81

Costa, 2014 Rio Tocantins 14,33 17,50

Monteiro, 2009 Rio Paracauari 15,18 93,72

Lopes, 2006 Rio Grajaú 44,50 80,72

Lopes, 2006 Rio Mearim 46,24 114,88

Gibbs, 1967 Rio Amazonas 22,00 123,00

108

6.4. HIDROGEOQUÍMICA

6.4.1. Íons Maiores

Com o objetivo de investigar a precisão dos resultados obtidos nas análises dos íons

maiores das águas superficiais, calculou-se o erro analítico para cada amostra, conforme

descrito no tópico 3.5 da metodologia. Os valores do erro (%) admitidos segundo Logan

(1965) permitem uma variação de até 15% entre os somatórios de íons positivos e negativos.

Portanto, verificou-se por meio da correlação entre os somatórios de cátions (Ca2+

, Mg2+

, K+ e

Na+) e de ânions (Cl

-, SO4

-2 e HCO3

-) exposto na figura 45 que as águas superficiais

analisadas encontram-se em equilíbrio iônico, apresentando erros que variaram entre -1,3 e

0,9.

Figura 45 - Correlação entre o somatório de cátions e ânions para as águas superficiais amostradas nos

municípios de Três Rios e Paraíba do Sul entre outubro de 2015 e julho de 2016.

6.4.1.1. Classificação Química das Águas - Diagrama de Piper e Gibbs

As águas superficiais da área de estudo foram classificadas quimicamente por meio

de diagramas trilineares (PIPER, 1944; BACK, 1966) constituído por dois triângulos

equilaterais, sendo um correspondente aos cátions e o outro aos ânions dominantes e por um

losango que recebe e combinam as informações dos dois grupos iônicos anteriormente

109

mencionados. A classificação dos tipos de água é extraída fundamentalmente pela localização

do ponto plotado no triângulo dos íons, determinando assim as fácies hidroquímicas.

Cabe ressaltar, que para representação gráfica as campanhas desta pesquisa foram

divididas em período chuvoso (jan/2016) e período seco (out/2015, abr/2016 e jul/2016),

conforme exemplificado pela figura 46. Por sua vez, os dados brutos dos íons foram inseridos

na tabela II do apêndice.

De acordo com a figura 46, observa-se que no período chuvoso o ânion

predominante é o bicarbonato, ocorrendo em 100% das amostras, ao passo que na classe dos

cátions prevalecem 75% de sódio e 25% de mistas. Desse modo, 75% das águas são

classificadas em bicarbonatada sódica e 25% em bicarbonatada mistas. Nota-se que a primeira

classificação se refere aos seis pontos (P-12, P-08, P-01, P-06, P-05 e P-03) localizados no rio

Paraíba do Sul, enquanto que a segunda aos pontos P-02 (rio Piabanha) e P-04 (rio

Paraibuna).

Não muito diferente do período chuvoso, o período seco é caracterizado por 100% do

ânion bicarbonato. No entanto, em relação aos cátions, observa-se que a predominância do

sódio nas amostras foi de 58% contra 42% de mistas. Por esse motivo, a classificação de todas

as amostras desse período variou de bicarbonatada sódica a mistas, de modo que o cálcio foi o

segundo cátion predominante nas amostras. A maior influência de outros cátions,

principalmente o Ca2+

sob a classificação das águas superficiais durante o período seco,

sugere uma evolução hidroquímica, possivelmente, em decorrência do aporte e predominância

do fluxo de escoamento de base nos rios.

110

Figura 46 - Classificação química das águas superficiais nos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul (período

seco e período chuvoso) por meio do diagrama de Piper.

O íon bicarbonato (HCO3-) juntamente com o carbonato (CO3

-) e os hidróxidos (OH

-)

fazem parte do grupo dos íons presentes nas águas superficiais capazes de neutralizar os íons

de hidrogênio e tamponar o sistema aquático. De acordo com Logan (1965), apesar das

111

diversas formas iônicas presentes na água, o ânion que predomina a faixa de pH de 6 a 10

como encontrado na área de estudo é o bicarbonato.

Segundo Bonumá (2006), o íon bicarbonato pode estar presente naturalmente nas

águas superficiais proveniente do intemperismo e dissolução de rochas (ex.: calcário) e pela

reação do dióxido de carbono com a água, sendo o CO2 proveniente da atmosfera ou da

decomposição da matéria orgânica. Para Von Sperling (1996), o ânion pode atingir o corpo

hídrico pelo lançamento de efluentes industriais.

De acordo com diagrama de Gibbs, exposto na figura 47, é possível verificar a

influência de três campos de domínio sobre a qualidade da água. Nota-se que tanto para o

período seco quanto para o período chuvoso, as amostras se distribuíram entre os domínios da

precipitação pluvial e do intemperismo de rochas, com uma maior tendência a segunda região.

Esse comportamento demonstra a influência do material geológico para a composição dos

constituintes principais da água (MARQUES et al., 2016).

Figura 47– Distribuição das amostras das águas superficiais dos municípios de Três Rios e Paraíba do Sul

durante o período chuvoso e seco por meio do diagrama de Gibbs.

Em decorrência da alta solubilidade de sais de sódio na água, este elemento é

considerado um dos mais abundantes da crosta terrestre. Naturalmente, sua origem provém

em grande parte do processo de intemperismo dos feldspatos (SILVEIRA; COELHO

NETTO, 1999; RODRIGUES; MELLO; SOUZA, 2007), cujos minerais juntamente com

outros representam aproximadamente 60% da abundância da Terra (LIRA; NEVES, 2013).

112

Os feldspatos apresentam propriedades físicas muito semelhantes entre si, no

entanto, variam quanto à sua composição química e por esse motivo se agrupam em: feldspato

de potássio (ortoclásio, microclínio, sanidina, adularia), feldspato de bário (celsiana), e

feldspato calco-sódico (SEGEMAR, 2000).

As rochas de composição granito-gnáissica (a albita ou plagioclásio sódico

(NaAlSi3O8) vislumbrados na geologia da área de estudo (tópico 4.3., figura 24), tornam-se

outra principal origem mineral do Na+

encontrado em solução (BERNER; BERNER, 1987).

Contudo, assim como o bicarbonato, o sódio também pode originar-se das descargas de

efluentes não tratados nos sistemas aquáticos.

Apesar da predominância de íons bicarbonato e sódio na composição química das

águas superficiais dos rios Paraíba do Sul, Piabanha e Paraibuna, outros cátions e ânions

presentes em menores concentrações também são importantes para caracterização das bacias

hidrográficas. De modo geral, a presença dos íons dissolvidos no ambiente fluvial,

fundamenta-se geralmente na interação da água com a matriz geológica.

A origem do Ca2+

para águas superficiais provém majoritariamente do intemperismo

de rochas calcárias como a calcita e dolomita, e pela dissolução do plagioclásio presentes em

rochas ígneas (BATISTA; GASTMANS, 2015). Ainda de acordo com os autores, o

intemperismo dos feldspatos e outros silicatos cálcicos também podem contribuir para a

presença do cálcio na água.

Por sua vez, o K+

origina-se naturalmente por meio do intemperismo do K-feldspato

(feldspatos potássicos) (QUEIROZ et. al., 2012). No entanto, devido à resistência desse

mineral aos processos intempéricos, as concentrações de potássio nos ecossistemas aquáticos

são relativamente baixas (QUEIROZ et. al., 2012). Segundo White et al. (2001), minerais

como os plagioclásios (feldspatos sódio-cálcicos) tendem a se intemperizar a uma taxa de 3 a

4 vezes mais rápido do que os K-feldspatos.

Segundo Silva; Migliorini (2014), o Mg2+

apresenta propriedades químicas muito

similares ao cálcio, contudo, é mais solúvel e sua precipitação torna-se mais difícil em

comparação ao Ca2+

. O magnésio origina-se principalmente em rochas carbonatadas (como os

dolomitos) com composições mineralógicas que incluem magnesita, biotita, granada,

hornblenda, clorita e olivina (SILVA; MIGLIORINI, 2014).

Por sua vez, os íons cloretos (Cl-) ocorrem em quase todos os ambientes hídricos,

estando normalmente associado ao sódio (SILVA; MIGLIORINI, 2014). De acordo com os

autores, o ânion apresenta as seguintes características: alta solubilidade, estabilidade em

113

solução e difícil precipitação. Como minerais fontes destacam-se a halita (NaCl) e a silvita

(KCl).

A ocorrência de sulfato nos sistemas aquáticos está associada aos processos de

oxidação de sulfetos do material geológico e à lixiviação de compostos sulfatados como

gipsita e anidrita (FEITOSA; MANOEL FILHO, 1997).

Apesar da contribuição geológica para a presença dos íons nas águas, fontes

antrópicas como o lançamento de efluentes e fertilizantes agrícolas também representam

importantes fontes de aporte de diversos cátions e ânions.

6.4.1.2. Diagrama de Schoeller

De acordo com digrama de Schoeller é possível identificar algumas tendências e

comportamentos das principais espécies químicas das águas superficiais analisadas. De um

modo geral, assim como observado pelo diagrama de Piper e descrito anteriormente, os

digramas de Schoeller indicam que as maiores concentrações relacionam-se com as espécies

HCO3- e Na

+.

Analisando temporalmente as concentrações médias, observa-se que as espécies

químicas da campanha de outubro de 2015 expostas na figura 48 seguem a seguinte ordem

decrescente: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > SO4

2- > NO3

- > Mg

2+. Contudo,

espacialmente percebe-se algumas especificidades, principalmente em relação ao P-02 e P-04.

Entre as concentrações de Ca+

e NO3-, o P-02 é o ponto que apresenta as maiores

concentrações desses íons, ao passo que o P-04, com exceção do Mg2+

, apresenta os menores

valores iônicos. Considerando as bacias hidrográficas de forma isolada, observam-se as

seguintes configurações: Rio Paraíba do Sul: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > SO4

2- >

Mg2+

> NO3-, Rio Piabanha: HCO3

-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > NO3

- > Mg

2+ > SO4

2- e

Rio Paraibuna: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > Mg

2+ > NO3

- > SO4

2-.

Ainda de acordo com a figura 48, a campanha de janeiro de 2016 (figura40) a mesma

característica da campanha anterior é observada para o P-02 em relação ao Ca+

e NO3- e

também para o P-04 que continuou tendo as menores concentrações entre todos os íons

analisados, porém, a exceção nesse caso é o SO42-

. O menor valor encontrado para esse íon

encontra-se no P-01 com 0,003 mg/L. Para essa campanha a concentração média agrupa os

íons da seguinte forma: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > SO4

2- > Mg

2+ > NO3

-. Por

outro lado, considerando as bacias hidrográficas de forma isolada, observam-se as seguintes

configurações: Rio Paraíba do Sul: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > SO4

2- > Mg

2+ >

114

NO3-, Rio Piabanha: HCO3

-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Cl

- > NO3

- > Mg

2+ > SO4

2- e Rio

Paraibuna: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > Mg

2+ > Cl

- > SO4

2- > NO3

-.

Figura 48 - Diagrama de Schoeller para as águas superficiais amostradas nas campanhas de outubro de 2015 e

janeiro de 2016.

A amostragem de abril de 2016 representada pela figura 49 é caracterizada pela

seguinte configuração: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > SO4

2- > Ca

2+ > NO3

- > Cl

- > Mg

2+. Apesar

das análises dessa campanha apresentarem uma grande alteração na ordenação dos íons, o P-

04 manteve característica similar a campanha de jan/2016, mas dessa vez todas as menores

concentrações foram identificadas nesse ponto, especialmente a concentração de Mg2+

, a mais

baixa entre todos os períodos analisados com 0,07 mg/L. Por sua vez, o P-02 continua

mantendo a maior concentração de NO3-.em comparação aos outros pontos espaciais.

Considerando as bacias hidrográficas de forma isolada, observam-se as seguintes


- > Na

++K

+ > SO4

2- > Ca

2+ > Cl

- > NO3

- >

Mg2+

, Rio Piabanha: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > NO3

- > Ca

2+ > Cl

- > SO4

2- > Mg

2+ e Rio


- > Na

++K

+ > Ca

2+ > NO3

- > SO4

2- > Cl

- > Mg

2+.

115

Os resultados exposto na figura 49 dos íons maiores para o campo de julho de 2016

foram: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > Ca

2+ > SO4

2- > Cl

- > NO3

- > Mg

2+. O P-02 (rio Piabanha)

apresentou as menores concentrações de Mg2+

e SO42-

e as maiores para Ca2+

e NO3-. A

concentração do nitrato para essa campanha foi de 12,94 mg/L. Com exceção do Mg2+

e SO42,

as baixas concentrações dos demais íons foram observadas no P-04 (rio Paraibuna).

Considerando as bacias hidrográficas de forma isolada, observam-se as seguintes


- > Na

++K

+ > Ca

2+ > SO4

2- > Cl

- > NO3

- >

Mg2+

, Rio Piabanha: HCO3-+ CO3

- > Na

++K

+ > NO3

- > Ca

2+ > Cl

- > SO4

2- > Mg

2+ e Rio


- > Ca

2+ > Na

++K

+ > Cl

- > SO4

2- > NO3

- > Mg

2+.

Figura 49 - Diagrama de Schoeller para as águas superficiais amostradas nas campanhas de abril de 2016 e julho

de 2016.

Conforme descrito anteriormente, as maiores concentrações de nitrato e cálcio foram

encontradas no P-02 para quase todas as campanhas de amostragem. Segundo Biguelini e

Gumy (2012) a contaminação ambiental pelo nitrato é em decorrência de duas principais

fontes: da lixiviação de solos agrícolas sob uso de fertilizantes e pelo aporte de efluentes

domésticos e industriais. Tais afirmações justificam os valores de nitrato encontrado no rio

Piabanha (P-02), pois além de receber grande carga de efluentes domésticos, drena

116

municípios e recebe afluentes das principais regiões agrícolas do Estado do Rio de Janeiro. As

práticas agrícolas a montante do P-02, também contribuem para relevância do cálcio nas

águas superficiais do rio Piabanha, devido principalmente a lixiviação do calcário que é

aplicado no solo.

O ponto (P-04) representante do rio Paraibuna caracterizou-se de um modo geral, por

apresentar as menores concentrações dos íons dissolvidos. Assim como o material particulado

em suspensão, esse comportamento também pode estar sendo influenciado pela barragem da

PCH – Santa Fé, localizado a montante do P-04.

Por sua vez, os pontos localizados no rio Paraíba do Sul apresentaram concentrações

iônicas semelhantes para cada campanha de amostragem.

6.5. NUTRIENTES

A figura 50 apresenta o comportamento das frações de nitrogênios nos diferentes

trechos amostrados em função da sazonalidade (período chuvoso e período seco). Contudo,

dentre os resultados de nitrogênio total, foram considerados apenas os resultados relativos ao

período seco, uma vez que os valores do período chuvoso apresentaram indícios de

contaminação. Os dados brutos referentes a esta seção são apresentados na tabela III em

apêndice.

0,0

0,1

1,0

10,0

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)

N-NH4+

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

(continua)

117

0,00

0,01

0,10

1,00

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)N-NO2

-

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0

1

10

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)

N-NO3-

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)

NTOTALPeríodo Seco

Figura 50 - Comportamento das frações de nitrogênio em águas superficiais dos municípios de Paraíba do Sul e

Três Rios durante o período chuvoso e seco

Para o período chuvoso obteve-se os seguintes resultados: nitrogênio oriundo da

amônia (média de 0,06±0,01 mg/L, mínimo de 0,03 mg/L no P-06 e máximo de 0,12 mg/L no

P-05), nitrogênio oriundo do nitrito (média 0,03±0,00 mg/L, mínimo de 0,02 mg/L no P-01,

P-04, P-06, P-08 e P-12 e máximo de 0,06 no P-02) e nitrogênio oriundo do nitrato (média de

0,35±0,04 mg/L, mínimo de 0,19 mg/L no P-02 e máximo de 0,59 mg/L no P-02).

(conclusão)

118

Por sua vez, o período seco caracterizou-se por: nitrogênio oriundo da amônia (média

de 0,07±0,01 mg/L, mínimo de 0,04 mg/L no P-04 e máximo de 0,14 mg/L no P-08),

nitrogênio oriundo do nitrito (média de 0,03±0,01 mg/L, mínimo de 0,01 mg/L no P-12 e

máximo de 0,06 no P-12), nitrogênio oriundo do nitrato (média de 1,10±0,15 mg/L, mínimo

de 0,79 mg/L no P-04 e máximo de 2,12 no P-02) e nitrogênio total (média de 1,72±0,21

mg/L, mínimo de 1,18 mg/L no P-04 e máximo de 3,13 mg/L no P-02).

Nota-se por meio da figura 50, que todas as frações inorgânicas (N-NH4- N-NO2

-, N-

NO3-) analisadas no presente trabalho encontram-se em conformidade com o limite máximo

estabelecido pela Resolução CONAMA 357 de 2005 que é de 3,7, 1,0 e 10,0 mg/L

respectivamente. Contudo, apenas o nitrogênio oriundo do nitrato apresentou diferença

significativa entre os períodos temporais analisados, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p <

0,001).

Segundo Macêdo (2003) a presença de N-NO3- (baixas concentrações) em águas

superficiais é um indicativo de poluição remota, pois o nitrogênio se encontra em seu último

estágio de oxidação. Além disso, é a forma mais estável no ambiente aquático

(BAUMGARTEN; NIENCHESKI; VEECK, 2001). Logo, é possível afirmar que mesmo em

período seco sob pouca influência pluviométrica, a capacidade de autodepuração das águas

fluviais da área de estudo foi capaz de minimizar o impacto do lançamento de efluentes

domésticos não tratados nos recursos hídricos.

Não obstante, a presença de maiores concentrações de N-NO3- em período seco em

comparação ao período chuvoso, pode refletir em maior grau o processo de oxidação da

matéria orgânica provenientes dos efluentes dométicos e em menor extensão a oxidação da

matéria orgânica não degradada que foi depositada no leito do rio pelo carreamento de

sedimentos no período chuvoso.

Em relação as frações N-NH4+ e N-NO2

- não se observam variações significativas

nas concentrações quanto aos períodos temporais (p = 1,00 e p = 0,10 respectivamente),

segundo o teste de Kruskal-Wallis. Isto porque, o primeiro é a forma mais reduzida e instável

do nitrogênio inorgânico e por isso tende a ser rapidamente oxidado. O nitrito por sua vez é a

forma intermediária entre o NH4+ e NO3

-, mas por ação de bactérias pode ser convertidos

imediatamente em nitrato.

No trabalho desenvolvido por Neves (2012), num trecho mais a montante do rio

Paraíba do Sul (município de Barra do Piraí), foram encontrados valores de N-NO3 para o

período chuvoso de 0,339 mg/L. Para o período de estiagem, o valor foi de 0,09 mg/L.

Entretanto, para o N-NO2 e N-NH4 as maiores concentrações foram identificadas no período

119

de seca 0,16 e 1,1 mg/L, sendo que para o período de chuva os valores foram 0,026 e 0,06

mg/L respectivamente. Nota-se que os resultados obtidos por Neves (2012), corroboram com

alguns valores registrados para as águas superficiais do rio Paraíba do Sul, no município de

Três Rios.

Quanto ao nitrogênio total, observa-se que os pontos localizados no rio Paraíba do

Sul (P-12, P-08, P-01, P-06, P-05 e P-03) apresentaram valores semelhantes entre eles, ao

passo que a maior concentração de NTOTAL ocorreu no Rio Piabanha (P-02) por influência de

áreas agrícolas a montante do ponto de amostragem. Por sua vez, o menor valor foi registrado

no P-04 (rio Paraibuna) como resposta a influência da barragem da PCH Santa Fé sobre o

recurso hídrico.

De modo geral, os resultados encontrados para o fósforo e apresentados pela figura

51 foram: média de 0,08±0,01 mg/L, mínimo de 0,04 mg/L no P-04 e máximo de 0,15 no P-

02 para o período chuvoso e média de 0,14±0,03 mg/L, mínimo de 0,06 mg/L no P-06 e

máximo de 0,32 mg/L no P-02 para o período seco. No entanto, não se observou diferença

significativa entre os períodos temporais analisados, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p =

0,09).

Dentre as principais fontes de fósforo para o ambiente fluvial, destacam-se a erosão

do solo que prevalece durante o período chuvoso e o lançamento de efluentes domésticos sem

tratamento prévio, que ocorre em ambos os períodos temporais, mas se intensifica em época

de baixa vazão.

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (m

g/L

)

PTOTAL

PERÍODO CHUVOSO

PERÍODO SECO

Figura 51 – Distribuição espacial e temporal das concentrações de Fósforo total - PTOTAL nas águas superficiais

dos municípios de Paraíba do Sul e Três Rios.

120

Diversos estudos encontraram uma significativa relação entre o nível de fósforo do

compartimento pedológico e o fósforo dissolvido no escoamento superficial (SHARPLEY et

al., 1985a; McDOWELL et al., 2001).

Segundo Pelegrini (2005), dentre todas as formas do fósforo encontrado na natureza,

a principal delas é a forma de oxi-ânion (fosfato), cujos oxigênios se caracterizam pela alta

reatividade com os grupos funcionais dos colóides inorgânicos do solo (argilominerais e

óxidos de ferro, alumínio e silício). Em função do processo de adsorção de P pelas argilas e da

baixa mobilidade do ânion, ocorre um acúmulo desse elemento nas camadas superficiais, de

modo que a sua transferência para os ecossistemas aquáticos é iniciada com a desagregação e

dissolução das partículas do solo e dos resíduos vegetais pela ação da água da chuva

(SHARPLEY, 1985b).

Esteves (1988) e Ferreira et al. (2005) apontaram que o processo de adsorção de

fosfato às argilas é de fundamental importância em águas continentais, pois dependendo das

condições físico-químicas do meio e de sua concentração em óxidos como a hematita e a

gipsita, podem precipitar grandes quantidades de fósforo. Por esse motivo, apesar do aumento

do aporte de sedimentos durante o período chuvoso, não observou-se para essa estação

temporal variação nas concentrações de PTOTAL em relação às concentrações de PTOTAL do

período seco, segundo o teste de KrusKal-Wallis (p = 0,09).

Levando em consideração os valores encontrados, observa-se ainda que os resultados

do período seco apresentaram-se, na maioria dos pontos de amostragens, superiores aos

valores registrados durante o período de chuvas. Esse comportamento pode ser explicado com

base, além da redução do aporte de sedimentos oriundos da bacia de drenagem (redução de

fósforo adsorvido aos argilominerais), a intensificação do impacto do lançamento de efluentes

domésticos durante a baixa vazão (aumento do fósforo associado à matéria orgânica

dissolvida).

Cabe salientar que o aporte de nutrientes (nitrogênio e fósforo) em águas superficiais

pode causar sérios problemas tanto para a biota quanto para a qualidade hídrica como

resultado da proliferação de algas em um processo conhecido como eutrofização. Contudo, a

presença de tal impacto dependerá da concentração do nutriente limitante nos ecossistamas

aquáticos.

Dentre os métodos mais usados para avaliar a limitação por fósforo (P) ou por

nitrogênio (N) o mais simples permeia a análise da disponibilidade de nutrientes no ambiente

(BEARDALL; YOUNG; ROBERTS, 2001). Essa disponibilidade pode ser obtida por meio

da razão entre as concentrações de nitrogênio total e fósforo total (NTOTAL:PTOTAL), de modo

121

que quando a relação N:P > 10 = limitação por fósforo e N:P < 10 = limitação por nitrogênio

(BATISTA et al., 2012). Neste contexto, observa-se por meio da tabela 8 que para o período

seco, as águas superficiais amostradas no P-01, P-03, P-04, P-05, P-06 e P-08 apresentaram

limitação por fósforo, ao passo que o P-02 e P-12, apresentaram limitação por nitrogênio. De

acordo com Esteves (1998), na maioria das águas fluvio-continentais o nutriente fósforo é o

principal fator limitante de sua produtividade.

Para o período chuvoso, as razões N/P não foram apresentadas devido à ausência dos

dados de nitrogênio total para o período.

Tabela 10 - Concentração em mg/L de NTOTAL, PTOTAL e razão N:P dos diferentes pontos

amostrados durante o período seco.

PERÍODO SECO NTOTAL PTOTAL RAZÃO N:P

P-01 1,62 0,11 13,14

P-02 3,13 0,32 4,68

P-03 1,64 0,14 11,26

P-04 1,18 0,06 27,83

P-05 1,66 0,11 15,33

P-06 1,62 0,11 15,47

P-08 1,49 0,10 31,36

P-12 1,45 0,14 8,41

6.6. ELEMENTOS-TRAÇO

A concentração de elementos-traço em ecossistemas fluviais é proveniente de fatores

como: (1) geoquímica da matriz geológica e solos da bacia hidrográfica (metais liberados pelo

intemperismo); (2) poluição de origem antrópica (derivada de resíduos líquidos e sólidos ou

da deposição atmosférica); e (3) reações químicas (adsorção em partículas e outras superfícies

e deposição nos sedimentos) (STUMM; MORGAN, 1996).

São apresentados na tabela IV do apêndice os dados brutos e na figura 52 as

concentrações de alguns elementos-traço presentes nas águas superficiais da área de estudo

em função da sazonalidade. Cabe ressaltar que todos os elementos abordados nesse trabalho

representam a fração dissolvida.

122

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)Al

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0,0

0,1

1,0

10,0

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

As

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

1

10

100

1000

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

Ba

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

Cd

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

(continua)

123

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)Cu

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0

1

10

100

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

Cr

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0

10

20

30

40

50

60

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (

µg/L

)

SrPeríodo Chuvoso

Período Seco

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

FePeríodo Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

(continua)

124

0

20

40

60

80

100

120

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)Mn

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

Mo

Período Chuvoso

Período Seco

0,0

0,1

1,0

10,0

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

Ni

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

0

2

4

6

8

10

12

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

Se

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

(continua)

125

0

1

10

100

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Concentr

ação (µg/L

)

V

Período Chuvoso

Período Seco

CONAMA 357

Figura 52 - Concentração de elementos-traço em função da variação temporal (período chuvoso e período seco).

Nota-se que para o período chuvoso e seco respectivamente, o alumínio apresentou

uma concentração mínima de 30,87 µg/L no P-08 e 18,24 µg/L no P-04, máxima de 162,12

µg/L no P-01 e 66,73 µg/L no P-03 e média de 85,42±17,57 e 44,40±5,35 µg/L. Em relação

ao limite máximo de 100 µg/L preconizado pela CONAMA 357 para esse elemento, observa-

se que três pontos de amostragem (P-01, P-05, P-06) apresentaram valores acima do permitido

pelo dispositivo legal durante o período chuvoso. Cabe ressaltar, que os pontos localizam

próximo (P-01) e na área urbana (P-05 e P-06) do município de Três Rios, sugerindo que as

ocupações irregulares presente as margens do rio intensifica os processos erosivos e

consequentemente o aporte de alumínio para o ambiente fluvial. Devido à influência

pluviométrica, observa-se, segundo o teste de Kruskal-Wallis, diferença significativa para o

alumínio em relação aos períodos temporais analisados (p = 0,007).

Para Gomes et al., (2013) os elevados teores de Al durante o período chuvoso podem

ser atribuídos ao carreamento do solo (resultante dos intensos processos erosivos presente na

bacia) que além de aumentar a quantidade de material em suspensão (minerais alumino-

silicáticos) (GOMES et al., 2013), altera os processos de adsorção e co-precipitação dos

elementos-traço.

Queiroz et al., (2012) apontam que o excesso de Al na fase dissolvida pode ser

justificado pela formação de coloides, principalmente orgânicos, pois de acordo com Yariv e

Cross (1979) a solubilidade do metal pode aumentar na presença dos mesmos. A formação

destes coloides pode ser favorecida pelo aporte de esgoto nos ecossistemas fluviais

(QUEIROZ et al., 2012) e pela lixiviação da matéria orgânica presente no solo da bacia de

drenagem.

(conclusão)

126

O arsênio registrou os seguintes resultados: concentração mínima de 0,08 µg/L no P-

04, máximo de 0,30 µg/L no P-01 e média igual a 0,22±0,03 µg/L para o período chuvoso e

mínimo de 0,07 µg/L no P-02, máximo de 0,25 µg/L no P-01 e média de 0,14±0,02 µg/L.

Para esse elemento, todos os valores se adequaram ao limite de referência do CONAMA 357

e não houve diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,09), entre o

período úmido e de seca.

O bário apresentou para o período chuvoso concentração mínima de 12,22 µg/L no

P-04, máximo de 32,19 µg/L no P-05 e média de 22,53±2,92 µg/L, ao passo, que para o

período seco o mínimo foi de 18,11 µg/L no P-04, máximo de 28,05 µg/L no P-03 e média de

24,51±1,42 µg/L. Todos os valores se apresentaram abaixo do limite máximo permitido pela

legislação brasileira e não houve diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p

= 0,65), quanto aos períodos temporais analisados.

Por sua vez, o cádmio apresentou os seguintes resultados para a época de chuva e de

estiagem respectivamente: concentração mínima: 0,005 µg/L no P-04 e 0,21 µg/L no P-06,

concentração máxima: 0,02 µg/L no P-01 e P-06 e 0,33 µg/L no P-05 e média: 0,01±0,00 e

0,26±0,01 µg/L. Tanto para o período chuvoso quanto para o seco, os resultados obtidos estão

em conformidade com o limite da CONAMA 357. No entanto, os valores de cádmio

mostram-se estatisticamente diferente, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,01), entre as

estações climáticas estudadas.

A variação apresentada pelo cobre durante a campanha de maior incidência

pluviométrica foi de 0,72 µg/L no P-04 – 7,74 µg/L no P-01 com média de 2,12±0,82 µg/L,

enquanto que para o período seco, a variação ocorrida foi entre 0,84 µg/L no P-04 – 2,03 µg/L

no P-05 e média de 1,37±0,14 µg/L. Entretanto, as variações apresentadas entre períodos não

foram significativas, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,47). Todos os resultados do

cobre apresentaram conformidade com a resolução 357 de 2005.

Para o cromo, registrou-se os seguintes valores para estação de chuva e de seca

respectivamente: concentração mínima: 0,14 µg/L no P-08 e 0,22 µg/L no P-04, concentração

máxima: 0,38 µg/L no P-06 e 0,35 µg/L no P-03 e média: 0,25±0,03 e 0,29±0,02 µg/L.

Nenhum dos valores apresentados ultrapassaram o limite máximo permitido pelo dispositivo

legal, bem como não se registrou diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p

= 0,28), entre o período chuvoso e o período seco.

O estrôncio apresentou os seguintes valores para os períodos temporais analisados,

sendo a estação chuvosa representada pelo primeiro número e a seca pelo segundo:

concentração mínima: 15,87 µg/L no P-04 e 29,74 µg/L no P-04, concentração máxima: 42,96

127

µg/L no P-06 e 45,35 µg/L no P-02 e média: 29,54±3,64 e 39,98±2,27 µg/L. As variações

apresentados por esse elemento entre a época de chuva e de estiagem foram estatisticamente

diferente, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,01).

Os resultados do ferro seguiram o mesmo modelo de exposição do estrôncio, de

modo que as concentrações mínimas para esse elemento foram: 107,74 µg/L no P-08 e 135,98

µg/L no P-02, máximo de 292,45 µg/L no P-01 e 279,81 µg/L no P-03 e média de

199,97±22,95 e 197,70±17,18 µg/L. Apesar do elemento apresentar valores relativamente

altos, todos se encontram dentro do limite estabelecido pela CONAMA 357 e não apresenta

diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,47), em relação aos períodos

temporais.

Os resultados observados para o manganês durante o período chuvoso foram:

concentração mínima: 3,00 µg/L no P-12, máximo: 22,57 µg/L no P-02 e média: 10,67±2,26

µg/L, enquanto que no período seco o mínimo foi de 4,93 µg/L no P-04, máximo de 23,02

µg/L no P-03 e média de 12,42±2,54 µg/L. Independentemente do período temporal

analisado, os valores referentes ao manganês adequaram-se ao limite da resolução CONAMA

e não apresentaram diferenças significativas, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 1,00).

Para o molibdênio: mínima de 0,30 µg/L no P-02 e 0,26 µg/L no P-04, máxima de

3,68 µg/L no P-01 e 0,52 µg/L no P-05 e P-06 e média de 1,25±0,44 e 0,42±0,04 µg/L para

época de chuva e de seca respectivamente. Todos os valores estiveram em conformidade com

o limite de referência e não apresentaram diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-

Wallis (p = 0,07), entre o período chuvoso e o período seco.

Em relação ao níquel, observa-se para o período chuvoso e seco respectivamente os

seguintes resultados: concentração mínima: 0,29 µg/L no P-04 e 0,08 µg/L no P-08,

concentração máxima: 2,46 µg/L no P-01 e 0,53 µg/L no P-02 e média: 0,80±0,25 e

0,27±0,06 µg/L. Assim como diversos outros elementos-traço, os valores de níquel

apresentaram-se abaixo do limite máximo preconizado pela legislação brasileira. No entanto,

apresentaram diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,004), entre os

períodos temporais analisados.

Os resultados apresentados pelo selênio no período de chuva e de seca

respectivamente foram os seguintes: concentração mínima: 0,11 µg/L no P-08 e 0,25 µg/L

também no P-08, concentração máxima: 0,25 no P-06 e 5,78 µg/L no P-05 e média de

0,17±0,02 e 1,98±0,60 µg/L. Nenhum dos valores apresentados ultrapassaram o limite

máximo permitido pelo dispositivo legal. Mas assim como o níquel, o selênio também

128

apresentou diferença significativa, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,04), entre período

de chuva e de seca.

Para o vanádio: concentração mínima de 0,40 µg/L no P-04 e 0,43 µg/L também no

P-04, máxima de 1,52 µg/L no P-05 e 1,10 µg/L no P-03 e média de 1,00±0,14 e 0,88±0,09

µg/L para estação chuvosa e de seca respectivamente. Para esse elemento, tanto para o

período chuvoso quanto para o seco, os resultados obtidos estão em conformidade com o

limite estabelecido pela CONAMA 357 e não apresentaram diferença significativa em relação

aos períodos temporais, segundo o teste de Kruskal-Wallis (p = 0,44).

Comparando os resultados dos elementos-traço com aqueles encontrados por Gomes,

Cruz e Silva-Filho (2010) e Gomes et al., (2013) para o município de Três Rios, nota-se por

meio da tabela 9 que com exceção do estrôncio houve uma diminuição na concentração dos

demais elementos, principalmente o alumínio e o ferro. Essa diferença talvez esteja

relacionada a duas principais hipóteses, sendo a primeira relativa aos períodos atípicos de

estiagem que ocorreram nos últimos anos e a segunda relacionada a um possível pulso ou

evento de contaminação antrópica durante as amostragens anteriores. Amostragens estas, que

podem ter sido influenciadas pelas atividades de matadouros e/ou da implantação de novos

empreendimentos industriais no município de Três Rios. Atualmente, ambas as atividades

encontram-se em fase de redução.

Tabela 11 – Comparação entre as concentrações médias (µg/L) dos elementos-traço

desse trabalho com os estudos realizados por Gomes, Cruz e Silva-Filho (2010) e Gomes

et al., (2013) no município de Três Rios durante o período chuvoso e seco.

Variáveis Resultados desse trabalho

µg/L

Resultados de Gomes et al., (2010) e Gomes

et al., (2013) em (µg/L)

Período Chuvoso Período Seco Período Chuvoso Período Seco

Al 85,42 44,40 749,57 328,23

As 0,22 0,14 - 0,55

Cd 0,01 0,26 - 0,35

Cu 2,12 1,37 3,58 19,78

Cr 0,25 0,29 - 1,24

Sr 29,54 39,98 - 37,67

Fe 199,97 197,74 462,18 265,30

Mn 10,67 12,42 - 17,30

Mo 1,25 0,42 - 0,51

Ni 0,80 0,27 2,14 19,28

6.6.1. Mercúrio

129

Em decorrência de práticas clandestinas de extração de ouro na área de estudo, o

mercúrio (Hg) é o elemento-traço mais utilizado para separação e obtenção desse metal nobre.

Por esse motivo, resolveu-se criar um tópico específico para a exposição e discussão dos

resultados de Hg dissolvido nas águas superficiais amostradas.

Conforme apresentado pela figura 53, a campanha que apresentou as menores

concentrações e variações espaço-temporal foi a amostragem de outubro de 2015 com valor

médio de 27,89±9,79 ng/L, mínimo de 5,97±4,79 ng/L no P-08 e máximo de 88,98±5,10 ng/L

no P-06. Seguida da campanha de janeiro de 2016 que obteve concentração média de

75,94±17,30 ng/L, mínima de 17,66±0,10 para o P-01 e máxima de 149,88±20,90 ng/L no P-

04. A concentração mínima, máxima e média registrada na expedição de abril de 2016 foram

respectivamente de 95,28±5,70 ng/L no P-08, 204,68±16,80 ng/L no P-04 e 141,44±14,40

ng/L. Por fim, a última campanha (julho de 2016) caracterizou-se pela concentração máxima

de 1008,98±84,50 ng/L observada no P-03, mínima de 446,32±19,15 ng/L no P-05 e média de

657,64±75,26 ng/L.

Entre todas as campanhas, tanto do período chuvoso (jan/2016) quanto do período

seco (out/2015, jan/2016 e jul/2016), a campanha que apresentou os maiores resultados de Hg

dissolvido foi aquela realizada em julho de 2016 conforme demonstrado anteriormente.

Tomando como base o valor limite de mercúrio de 200 ng/L estabelecido pela Resolução

CONAMA 357/2005 para águas doces de classe I e II, nota-se que todos os resultados da

última campanha extrapolaram em pelo menos duas vezes o valor referencial, chegando a

registrar em alguns pontos (P-02 e P-03) um valor aproximadamente cinco vezes maior do

que o permitido. A anomalia também foi observada para a campanha de abril, no entanto,

apenas para o ponto P-04 (rio Paraibuna).

130

0

200

400

600

800

1000

1200

P-12 P-08 P-01 P-06 P-05 P-03 P-02 P-04

Co

nce

ntr

açã

o (n

g/L

)Hg

out/15

jan/16

abr/16

jul/16

CONAMA 357

Figura 53 – Distribuição espacial e temporal das concentrações de Hg dissolvido nas águas superficiais dos

municípios de Paraíba do Sul e Três Rios.

Para fins de comparação, são apresentados a seguir diversos estudos que abordaram

concentrações de mercúrio dissolvido em ambientes fluviais, sendo o primeiro realizado por

Nevado, Martín-Doimeadios e Moreno (2009) em uma das áreas mais impactadas

mundialmente por mineração de Hg que evidenciou para o rio Valdeazogues na Espanha,

concentrações que variaram de 2,5 a 136 ng/L.

As investigações de Donkor et al., (2005) foram conduzidas ao longo do rio Pra

localizado no Sudoeste de Gana-África durante a estação chuvosa em 2002 e estação seca de

2003. Quase toda a bacia é marcada por mineração de ouro artesanal (AGM) com mercúrio

metálico. Por esse motivo, os resultados para Hg dissolvido variaram de 28,7 a 420,3 ng/L na

estação chuvosa e de 45,2 a 462,1 ng/L na estação seca.

131

Bozongo et al., (2002) investigaram a geoquímica aquosa do mercúrio (Hg) em três

sistemas aquáticos impactados por atividades de mineração, o rio Idrija na Elovênia que flui

perto da segunda maior mina de mercúrio (Cinábrio) do mundo, o rio Madeira no Brasil e o

rio Carson no Estado de Nevada, Estados Unidos. Diferentemente do primeiro, os dois

últimos rios são afetados pelo mercúrio metálico (Hg0) usado no processo de amálgama para

extrair ouro (Au) a partir de minérios brutos e materiais aluviais finos. Seguindo a ordem de

exposições dos rios, as concentrações médias encontradas de mercúrio dissolvido foram:

6,0±10,1 ng/L, 2,0±2,3 ng/L e 9,0±7,3 ng/L.

Molisani et al., (2002) estudando a contribuição do rio Paraíba do sul para a Baia de

Sepetiba durante o período chuvoso, encontraram valores de Hg dissolvido que variaram de

0,049 – 3,8 ng/L.

O rio Jaguaribe localizado no Estado do Ceará, apresentou para o período chuvoso

variação de 8,4 a 11,9 ng/L e concentração média de 10,1 ng/L, enquanto que para a época

seca a variação foi de 1,2 a 6,7 ng/L e média de 3,4 ng/L (SOARES, 2011).

Marins et al., (2002) descreveram de forma preliminar as principais características

hidroquímicas para dois rios Cearenses (Pacotí e Ceará), dentre elas as concentrações de Hg-

D que variaram de 0,28 a 1,07 ng.L-1 para o primeiro rio e de 0,32 a 2,5 ng/L para o segundo.

Jardin (1988) apontou que o mercúrio metálico em contato com as águas dos rios

tende a depositar-se e acumula-se, preferencialmente, nos sedimentos de fundo e, apresenta no

geral, mobilidade reduzida. Entretanto, os resultados anômalos obtidos no presente trabalho

podem estar condicionados, possivelmente, a um ou mais fatores como: 1. Aumento na

transferência de Hg da superfície do sedimento para a coluna d’água em função da baixa

vazão (menor distância da superfície da água para o sedimento) e/ou do revolvimento do leito

do rio em atividade extrativista; 2. Adsorção do mercúrio iônico as partículas coloidais dos

argilominerais, principalmente caulinita e gibbsita; 3. Complexação do mercúrio com a

matéria orgânica e compostos (óxidos e hidróxidos) de alumínio, ferro e manganês; 4.

Lançamento de efluentes líquidos e sólidos oriundos de consultório odontológico, indústria de

cloro-soda e de reciclagem de lâmpadas fluorescentes.

Todavia, cabe salientar que devido ao pequeno número de amostragem não foi

possível identificar com precisão o(s) processo(s) geoquímico(s) por trás dessas anomalias,

tornando-se necessário um maior período de monitoramento. Mas de modo geral, os

resultados apresentados foram superiores ao registrado em outras pesquisas. Esse

comportamento pode fortalecer a influência das atividades de mineração clandestina sobre os

recursos hídricos do município de Três Rios e seu entorno.

132

6.7. ÍNDICE DE QUALIDADE DE ÁGUA – IQA

Buscou-se neste tópico investigar o nível de qualidade das águas superficiais

amostradas durante as campanhas de out/2015, jan/2016, abr/2016 e jul/2016, tendo como

base o IQA utilizado pela Companhia Ambiental do Estado de São Paulo – CETESB e o

índice usado pelo Instituto Mineiro de Gestão das Águas – IGAM. Além do intervalo de

classificação do nível de qualidade, a diferença existente entre os índices envolve também,

mudanças de variáveis na composição do cálculo.

De modo geral, o IQA-CETESB analisa os parâmetros oxigênio dissolvido,

coliformes termotolerantes, pH, DBO, temperatura, nitrogênio total, fósforo total, turbidez e

resíduo total, ao passo que o IQA-IGAM analisa iguais parâmetros com exceção do nitrogênio

e fósforo total que são substituído pelo nitrato e fosfato respectivamente.

Com base no IQA-CETESB, observa-se na figura 54 que para a primeira campanha,

as amostras do rio Paraíba do sul e do Piabanha apresentaram valores (67 e 74

respectivamente) que foram classificados dentro do intervalo (52 ≤ IQA < 80) caracterizado

pelo nível de qualidade bom. Por sua vez, o rio Paraibuna (P-04) com índice de 81 fora

enquadrado na faixa numérica que varia de 80 ≤ IQA ≤ 100, sendo a qualidade da água

caracterizada como ótima. A diferença do último rio para os demais pode ser explicada em

função da variável coliformes termotolerantes. Enquanto a média da campanha foi de

1217,11±326,57 NMP/100 mL, o valor registrado para o P-04 foi de apenas 25,60 NMP/100

mL.

Para a campanha de janeiro, as águas dos rios Paraíba do Sul e Paraibuna tiveram sua

qualidade classificada como boa, ao passo, que o rio Piabanha (P-02) com índice de 49,

enquadrou-se na faixa do aceitável (37 ≤ IQA < 52). Tal fato se deve a elevada concentração

(127 mg/L) do parâmetro turbidez.

As campanhas de abril e julho de 2016 tiveram 100% das amostras classificadas com

qualidade boa.

133

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Out/15 Jan/16 Abr/16 Jul/16

Nív

el d

e Q

ualid

ade

Campanhas de Amostragem

IQA - CETESB

Rio Paraíba do Sul

Rio Paraibuna

Rio Piabanha

Figura 54 - Classificação do nível de qualidade de água com base no IQA utilizado pela CETESB.

Com base no IQA-IGAM, observa-se na figura 55 que para a amostragem de outubro

de 2015, os rios Paraíba do Sul e Piabanha apresentaram índices (65 e 70 respectivamente)

que alocaram a qualidade das águas superficiais no intervalo de classificação de 50 < IQA ≤

70 que corresponde ao nível médio. Assim como no IQA-CETESB, a qualidade do rio

Piabanha teve sua classificação deslocada a um nível acima em comparação aos outros rios

em função da concentração de coliformes termotolerantes.

Devido à influência do período chuvoso e consequentemente do aumento da turbidez

em janeiro de 2016, a qualidade das águas do rio Piabanha (P-02) segundo o IQA-IGAM foi

considerado ruim. No entanto, os rios Paraíba do Sul e Paraibuna por compartilharem do

mesmo valor de índice (66) foram classificados com nível de qualidade médio.

Em abril de 2016, todas as amostras enquadraram-se na faixa entre 50 < IQA ≤ 70

que corresponde ao nível de qualidade médio.

Por fim, para a campanha de julho de 2016, nota-se que as amostras do rio Paraíba

do Sul e Piabanha foram enquadradas na classe de qualidade média, ao passo que o Paraibuna

(P-04) alocou-se na classe de nível bom

134

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Out/15 Jan/16 Abr/16 Jul/16

Nív

el d

e Q

ualid

ade

Campanhas de Amostragem

IQA - IGAM

Rio Paraíba do Sul

Rio Paraibuna

Rio Piabanha

Figura 55 - Classificação do nível de qualidade de água com base no IQA utilizado pelo IGAM.

Os resultados obtidos por meio dos IQAs (constituídos pelos parâmetros, oxigênio

dissolvido, coliformes termotolerantes, pH, DBO, temperatura, nitrogênio total/nitrato,

fósforo total/fosfato, turbidez e resíduo total), indicam de modo geral, que o nível de

qualidade das águas superficiais amostradas, variou do aceitável/médio ao bom. Contudo,

para uma análise mais aprofundada que leve em consideração as características e

especificidades de cada bacia hidrográfica, buscou-se aplicar para a área de estudo técnicas de

análises multivariadas a fim de indicar efetivamente os parâmetros mais relevantes (incluindo

os elementos traço que o IQA não valoriza) na determinação da qualidade hídrica, suas fontes

e a similaridade entre os pontos amostrados.

6.8. ANÁLISES MULTIVARIADAS

Por meio da técnica de cluster os pontos de amostragem foram agrupados

fundamentalmente em função das peculiaridades (variáveis) dos rios analisados. Desse modo,

o grande agrupamento apresentado pela figura 56 corresponde aos pontos (P-08, P-06, P-05,

P-12, P-03 e P-01) localizados no rio Paraíba do Sul, ao passo, que os sítios isolados (P-04 e

P-02) representam respectivamente os rios Paraibuna e Piabanha.

135

Figura 56 - Agrupamento dos pontos de amostragens das águas superficiais da área de estudo.

Diferentemente do método aplicado aos pontos amostrais, as variáveis estudadas

foram submetidas à técnica fatorial e analisadas em função da temporalidade. Para isso, foi

utilizado o método das componentes principais para extração dos fatores e a varimax para

rotação ortogonal. Os factor loadings considerados foram os superiores a 0,60.

Com base na caracterização da área de estudo, observou-se que a principais

influências para a presença dos íons Br- e F

- nas águas superficiais amostradas, são referentes

ao lançamento de efluentes domésticos não tratados nos cursos d’água e a erosão do solo.

Além disso, testes anteriores demonstraram que tais ânions estiverem sempre correlacionados

em um mesmo fator. Por esse motivo, os presentes íons foram somados (F-

+ Br-) para

aplicação da análise fatorial.

6.8.1. Período Chuvoso

Para o período chuvoso exposto na tabela 10 foram extraídos quatro fatores (F1, F2,

F3 e F4) que em conjunto explicaram 92,6% da variância total dos dados. Separadamente o

fator 1 explicou 41,3% da variância dos dados originais e apresentou correlações positivas

entre os parâmetros OD, pH, T, coliformes totais, SiO2, F- + Br

-, Ca

2+ e Fe. O F2 ressaltou

correlações positivas com CE, Cl-, HCO3

-, Na

+, K

+ e Mg

2+, de modo que o fator explicou

136

25,6% da variância total. Com 15,4% da variância explicada, o fator 3 apresentou correlações

negativas com PO43-

, NO3- e COD, enquanto o Fator 4 explicando 10,6% da variância dos

dados originais apresentou correlação positiva com Al, Fe e outros elementos-traço.

Tabela 12 - Análise fatorial dos parâmetros amostrados nas águas superficiais do

município de Três Rios e entorno durante o período chuvoso.

VARIÁVEIS FATOR 1 FATOR 2 FATOR 3 FATOR 4

OD 0,982183 0,013312 -0,062579 -0,039117

pH 0,984421 0,132136 0,075657 -0,008880

T 0,973537 0,084207 0,168361 -0,083013

CE 0,107122 0,973850 0,001252 0,187212

MPS -0,575265 -0,407771 -0,501125 -0,415463

Coliformes Totais 0,980155 0,067652 0,126080 -0,088262

SiO2 0,902517 -0,101878 -0,090326 0,256760

PO43-

-0,199346 -0,156732 -0,930631 -0,062928

NH4+ 0,057595 -0,331826 0,073809 -0,095105

NO3- -0,165835 0,328946 -0,879694 -0,023965

COD 0,378783 -0,464666 -0,733691 0,167871

F- + Br

- 0,968479 0,034307 0,188598 0,000867

Cl- -0,194121 0,956411 -0,084941 0,082308

SO42-

-0,507515 -0,370979 0,519592 -0,534841

HCO3- 0,264968 0,945965 0,017828 0,152594

Na+ -0,223057 0,957611 0,019699 0,083831

K+ 0,293963 0,925475 0,192831 0,082372

Ca2+

0,763828 0,594828 -0,235731 -0,013956

Mg2+

0,479498 0,727832 0,466602 0,017186

Al 0,038244 0,404478 0,136338 0,898011

Mn -0,276253 -0,385122 -0,467524 0,488764

Fe 0,652358 -0,088116 0,160946 0,709036

Elementos-Traço -0,235759 0,150959 -0,148142 0,931646

Autovalor

% Variância explicada

% Variância acumulada

9,487748

41,25108

41,25108

5,876753

25,55110

66,80218

3,537765

15,38159

82,18377

2,432142

10,57453

92,75830

As figuras 57 e 58 apresentam um gráfico da projeção das cargas das variáveis em

relação aos fatores extraídos. De acordo com Trindade (2013) essas apresentações gráficas

revelam quais das variáveis estão mais correlacionadas a cada um dos fatores, bem como a

identificação do grau de semelhança das medidas, refletido pela proximidade dos pontos.

Dessa forma, é possível notar por meio da figura 57 que os parâmetros mais relevantes para o

fator 1 são aqueles localizados na extremidade direita do plano horizontal, enquanto para o

fator 2 estão distribuídos no extremo superior do eixo y. As variáveis que se encontram

próximas ao centro do gráfico apresentam pouca representatividade para ambos os fatores.

Devido as correlações explicitadas no fator 1 entre OD, pH, T, coliformes totais,

SiO2, F-

+ Br-, Ca

2+ e Fe é possível dizer que tais variáveis sejam indicativos de intensos

137

processos erosivos das margens dos rios e da bacia de drenagem. Esse fator é corroborado

pelo processo histórico do uso e ocupação do solo, principalmente pela substituição da

vegetação nativa por extensas áreas destinadas a cafeicultura que resultou além da

degradação, a exposição do compartimento pedológico a maior influência climática.

Por outro lado, o fator 2 apresentando correlações positivas com CE, Cl-, HCO3

-,

Na+, K

+ e Mg

2+ é relacionado ao conteúdo mineral (sais e íons dissolvidos), refletindo as

condições naturais da bacia hidrográfica em um processo de dissolução de rochas e

intemperismo (TRINDADE, 2013).

Figura 57 - Projeção das cargas fatoriais do fator 1 versus fator 2 – período chuvoso.

Por sua vez, os agrupamentos representantes do fator 3 (correlações negativas entre

PO43-

, NO3- e COD) situados no limite esquerdo do eixo horizontal da figura 58, caracterizam

a forte influência de fertilizantes agrícolas nos sistemas fluviais, a medida que o fator 4

(agrupamento da parte superior da figura 58 que incluem as variáveis Al, Fe e outros

elementos-traço), reflete processos geoquímicos de formação de óxidos e hidróxidos.

138

Figura 58 - Projeção das cargas fatoriais do fator 3 versus fator 4 – período chuvoso.

Os escores obtidos na análise fatorial indicam com maior detalhe a influência de cada

ponto amostral na determinação dos fatores. Nota-se, portanto, que para o fator 1 exposto na

figura 59, os pontos P-01 e P-04 com os escores mais positivos foram aqueles de maior

relevância para o fator. Isso deve-se ao fato dos pontos se localizarem em áreas mais rurais

com predomínio de pastagens e presença de atividade pecuarista.

Figura 59 - Espacialização e apresentação gráfica dos escores obtidos para o Fator 1 do período chuvoso.

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

139

No extremo positivo da escala dos escores do fator 2, apresenta-se a influência do

conteúdo mineral (sais e íons dissolvidos) de origem alóctone para as águas superficiais, onde

os pontos P-08 e P-01 foram os mais importantes na determinação dessa característica,

conforme apresenta a figura 60, seguido do P-12 e P-03. O segmento do rio representado

pelos pontos P-12, P-08 e P-01 é submetido ao aporte de afluentes advindos da zona rural do

município de Paraíba do Sul, cuja região é formada predominantemente por pastagens e áreas

degradadas, o que favorece a lixiviação dos macro e micronutrientes do solo para os cursos

d’água. Em contrapartida, o P-03 destacou-se por receber sais e íons dissolvidos provenientes

da erosão de margens influenciadas por ocupação irregular na área urbana do município de

Três Rios.


Para o fator 3 representado por correlações negativas que indicam a influência de

fertilizantes agrícolas, o ponto de amostragem P-02 foi o mais importante para descrever e

justificar o fator exposto na figura 61, uma vez que este rio carrega com si contaminantes

oriundos dos principais municípios agrícolas (Teresópolis, Petrópolis, São José do Vale do

Rio Preto, Areal) do Estado do Rio de Janeiro. Municípios que empregam em suas atividades

primárias, fertilizantes químicos e agrotóxicos, sendo o primeiro voltado ao melhoramento do

solo e o segundo ao combate de pragas e doenças.

-2,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

140


Os escores positivos do fator 4 apresentado na figura 62 refletem os processos

geoquímicos descrito anteriormente. Para esse fator, os pontos localizados próximo ou na área

urbana do município de Três Rios (P-01, P-06, P-05) foram os mais representativos para o

processo de formação de óxidos e hidróxidos. A importância desses pontos pode ser explicada

levando em consideração a influência das ocupações irregulares e da supressão da vegetação

ripária sob o aumento das taxas erosivas e consequentemente sob o aporte de minerais

alumino-silicáticos no ambiente aquático.


6.8.2. Período Seco

-2,5

-2,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

-2,0

-1,5

-1,0

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

141

Para o período seco foram gerados três fatores que responderam por 74,3% da

variância total dos dados originais, conforme demonstra a tabela 11. Isoladamente, o fator 1

explicou 48,2% da variância e apresentou correlações positivas com os parâmetros OD, pH,

T, coliformes totais, COD, Cl-, HCO3

-, Na

+, Ca

2+ e Mg

2+ e correlações negativas com Al, Fe

e outros elementos-traço. O fator 2 representou 13,5% e caracterizou-se por correlações

positivas com MPS, SiO2 e NO3-. O fator 3 com associações positivas entre T, NH4

+ e F

- + Br

-

explicou 12,6% da variância total.

Tabela 13 - Análise fatorial dos parâmetros amostrados nas águas superficiais do

município de Três Rios e entorno durante o período seco.

De acordo com a tabela 11 e com os gráficos de projeções das cargas fatoriais

apresentado pela figura 63, observa-se que o fator 1 foi correlacionado com 56,5% das

variáveis empregadas na análise multivariada e que estão dispostas em agrupamentos

verificados tanto na extremidade negativa quanto positiva do eixo x da figura 63. As

correlações positivas com os parâmetros OD, pH, T, coliformes totais, COD, Cl-, HCO3

-,

Na+, Ca

2+ e Mg

2+ e negativas com Al, Fe e outros elementos-traço, conferiram ao fator 1

VARIÁVEIS FATOR 1 FATOR 2 FATOR 3

OD 0,908355 0,204293 -0,136197

pH 0,822328 0,299430 0,352314

T 0,662760 0,253062 0,632191

CE 0,288540 0,052857 0,257250

MPS 0,090858 0,803066 0,056891

Coliformes Totais 0,648709 -0,357602 -0,061284

SiO2 0,183250 0,821503 -0,024380

PO43-

-0,015364 0,025066 0,104676

NH4+ 0,056498 -0,254085 0,795685

NO3- 0,227511 0,811416 -0,240734

COD 0,724569 0,395134 0,277682

F- + Br

- -0,018032 0,163160 0,864528

Cl- 0,695086 0,186822 -0,220050

SO42-

0,321638 0,034427 0,156702

HCO3- 0,960205 -0,123248 0,012905

Na+ 0,832238 -0,315121 0,088827

K+ 0,163630 -0,065830 0,301267

Ca2+

0,841031 0,349488 -0,186290

Mg2+

0,520098 -0,516474 -0,285973

Al -0,888888 -0,230776 -0,163493

Mn -0,520897 -0,510921 -0,309324

Fe -0,833880 -0,107504 -0,171743

Elementos-Traço -0,779988 -0,138554 -0,348284

Autovalor

% Variância explicada

% Variância acumulada

11,08113

48,17885

48,17885

3,10119

13,48343

61,66227

2,90935

12,64933

74,31160

142

influência do escoamento de base, de modo que a qualidade da água é controlado por

materiais de origem geológica.

Com menos parâmetros correlacionados (MPS, SiO2 e NO3-), o fator 2 foi interpretado

como sendo escoamento superficial da bacia de drenagem.

Figura 63 - Projeção das cargas fatoriais do fator 1 versus fator 2 – período seco.

As variáveis T, NH4+ e F

- + Br

- correlacionadas ao fator 3 e localizadas na parte

superior da figura 64, sugerem como fonte principal, o lançamento de efluentes domésticos

nas águas superficiais sem o devido tratamento prévio.

143

Figura 64 - Projeção das cargas fatoriais do fator 2 versus fator 3 – período seco.

De acordo com o mapa de escores, figura 65, observa-se que todos os pontos de

amostragens foram importantes para a determinação do fator 1. Isso porque em período de

estiagem e de baixa vazão dos rios, o escoamento de base tende a prevalecer.

Figura 65 - Espacialização e apresentação gráfica dos escores obtidos para o Fator 1 do período seco.

Para o fator 2 que caracteriza o escoamento superficial da bacia de drenagem, os

pontos P-02 (Rio Piabanha) e P-04 (Rio Paraibuna) foram os mais relevantes para o fator

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

144

como demonstra a figura 66. A importância desses pontos pode ser explicada com base nas

características climáticas das regiões a montante, que mesmo em período de seca, apresentam

índices pluviométricos superiores ao registrado no município de Paraíba do Sul e Três Rios.


O fator 3 caracterizou-se estritamente por correlações com variáveis positivas, as

quais refletiram o lançamento de efluentes domésticos no ambiente fluvial. Para essa

externalidade, os pontos mais representativos foram aqueles localizados no rio Paraíba do Sul

(P-12, P-08, P-01, P-06, P-05 e P-03) e Paraibuna (P-04) conforme exemplificado pela figura

67. A importância de 75% dos pontos para esse fator demonstra o impacto negativo das áreas

urbanas do município de Paraíba do Sul e Três Rios sobre a qualidade hídrica.


-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

-1,4

-1,2

-1,0

-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

P-01 P-02 P-03 P-04 P-05 P-06 P-08 P-12

ES

CO

RE

S

145

7. CONCLUSÃO

Em uma análise genérica dos IQAs, observou-se que o nível de qualidade das águas

superficiais da área de estudo, variou do médio/aceitável ao bom, indicando que mesmo

diante de todo o esgoto da cidade de Três Rios que é lançado diretamente no Rio Paraíba do

Sul, os sistemas fluviais ainda se mantêm em condições propícias ao abastecimento público.

Entretanto, a não conformidade de algumas variáveis (coliformes termotolerantes, oxigênio

dissolvido, turbidez) com os limites referenciais dos padrões de potabilidade da água, não foi

evidenciada pelos índices. Isso aconteceu porque as concentrações dos outros parâmetros

exerceram maior influência no valor final, camuflando dessa maneira, possível impacto no

ambiente fluvial.

Além disso, os parâmetros que constituem o IQA não contemplam os diversos

processos e interações de uma bacia hidrográfica, uma vez que estão associados

principalmente ao lançamento de efluentes domésticos no curso d’água. Desse modo, apesar

da fácil interpretação e do baixo custo, o IQA torna-se uma ferramenta frágil para

compreensão dos fatores (naturais e/ou antrópicos) que influenciam e comprometem a

qualidade hídrica.

Por outro lado, as correlações apresentadas por meio das análises multivariadas

tendem a caracterizar e até mesmo se aproximar das condições, dos processos e fatores que

influenciam a qualidade hídrica em uma visão mais holística. Portanto, para o presente

trabalho, a análise multivariada demonstrou que as variáveis mais relevantes para o período

chuvoso foram aquelas associadas aos processos erosivos e escoamento superficial da bacia

de drenagem, enquanto que para o período seco foram as relacionadas com o escoamento de

base e lançamento de efluentes domésticos. A figura 68, por meio de um modelo, ilustra com

mais detalhes os fatores antrópicos e naturais que alteram a qualidade hídrica, assim como

alguns processos exógenos que ocorrem na área de estudo.

146

Figura 68 – Modelo simplificado dos fatores antrópicos, naturais e processos exógenos que alteram a qualidade das águas superficiais no município de Três Rios e seu entorno.

147

8. REFERÊNCIAS

ABIKO, A.; MORAES, O. B. Desenvolvimento urbano sustentável. São Paulo: Escola

Politécnica da USP – Departamento de Engenharia de Construção Civil, 2009. 29 p.

ABRAHÃO, R. Impactos do lançamento de efluentes na qualidade da água do riacho

Mussuré. João Pessoa, 2006. 140 f. Dissertação (Mestrado em Desenvolvimento e Meio

Ambiente) – Universidade Federal da Paraíba. João Pessoa. 2006.

AFZALIMEHR H.; DEY S. Influence of bank vegetation and gravel bed on velocity and

Reynolds stress distributions. International Journal of Sediment Research, v. 24, n. 2, p.

236-246, 2009.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS – ANA. Monitoramento Hidrológico em Tempo Real.

Hidroweb. Disponível em: < http://www.snirh.gov.br/hidroweb/>. Acesso em: Março de

2016.

AITCHISON, J. The Statistical Analysis of Compositional Data. Monographs on Statistics

and Applied Probability. London: Chapman & Hall, 1986. 416 p.

ALLOWAY, B. J.; AYRES, D. C. Chemical Principles of Environmental Pollution. New

York: Chapman & Hall, 1997. 416 p.

ALMEIDA, C. R.; ALBERTO, K. C.; CASTAÑON, J. A. B. Impactos do crescimento da

atividade industrial sobre a estrutura urbana do município de Três Rios/RJ. In: I Encontro

Nacional da Associação Nacional de Pesquisa e Pós-Graduação em Arquitetura e Urbanismo,

29 nov. a 03 dez. de 2010, Rio de Janeiro. Anais eletrônicos. Rio de Janeiro: I ENANPARQ,

2010.

ALMEIDA, R. M. A. A.; HUSSAR, G. J; PERES, M. R.; FERRIANE, A. L. JR. Qualidade

microbiológica do córrego ―ribeirão dos porcos‖ no município de Espírito Santo do Pinhal –

SP. Revista Engenharia ambiental: pesquisa e tecnologia, Espírito Santo do Pinhal, v. 1, n.

1, p. 51-56, 2004.

ALVARENGA, L. A.; MARTINS, M. P. P.; CUARTAS, L. A.; PENTEADO, V. A.;

ANDRADE, A. Estudo da qualidade e quantidade da água em microbacia, afluente do rio

Paraíba do Sul – São Paulo, após ações de preservação ambiental. Rev. Ambient. Água,

Taubaté, v. 7, n. 3, p. 228-240, 2012.

ALVARES, C.A., STAPE, J.L., SENTELHAS, P.C., GONÇALVES, J.L.M.; SPAROVEK,

G., 2013. Köppen’s climate classification map for Brazil. Meteorologische Zeitschrift. v. 22,

p. 711-728, 2013.

ÁLVAREZ-CABRIA, M.; BARQUÍN, J.; PEÑAS, F. J. Modelling the spatial and seasonal

variability of water quality for entire river networks: Relationships with natural and

anthropogenic factors. Science of The Total Environment. v. 545-546, p. 152–162, 2016.

148

ANDRADE, E. M., PALÁCIO, H. A. Q., CRISÓSTOMO, L. A. Índice de qualidade de água,

uma proposta para o vale do rio Trussu, Ceará. Revista Ciência Agronômica, v. 36, n. 2, p.

135-142, 2005.

ANDRADE, L. N. Autodepuração dos corpos d’água. Revista da Biologia, v. 5, p. 16 – 19,

2010.

ARAÚJO, M. C.; OLIVEIRA, M. B. M. Monitoramento da qualidade das águas de um riacho

da Universidade Federal de Pernambuco, Brasil. Rev. Ambient. Água, Taubaté, v. 8, n. 3,

2013.

ARCHELA, E.; CARRARO, A.; FERNANDES, F.; BARROS, O. N. F.; ARCHELA, R. S.

Considerações sobre a geração de efluentes líquidos em centros urbanos. Geografia, v. 12, n.

1, p. 517-525, 2003.

ARCOVA, F. C. S.; CESAR, S. F.; CICCO, V. Qualidade da água em microbacias recobertas

por floresta de Mata Atlântica, Cunha, São Paulo. Revista do Instituto Florestal, v. 10, n. 2,

p. 185-196, 1998.

AZEVEDO F. A. Toxicologia do mercúrio. São Carlos Rima, 2003. 292p.

BACK, W., Hydrochemical facies and groundwater flow patterns in northern part of

Atlantic coastal plain, U.S. Geol. Surv. Prof. Pap., 498-A, 42 p., 1966.

BARISON, M. R. Estudo Hidrogeoquímico da Porção Meridional do Sistema Aquífero

Bauru no Estado de São Paulo. Rio Claro, 2003. 153 f. Tese (Doutorado em Geociências) –

Universidade Estadual Paulista, Rio Claro, São Paulo, 2003.

BARRETO, L. V.; BARROS, F. M.; BONOMO, P.; ROCHA, F. A.; AMORIM, J. S.

Eutrofização em rios brasileiros. ENCICLOPÉDIA BIOSFERA, Centro Científico

Conhecer - Goiânia, v. 9, n. 16, p. 2165, 2013.

BARROS, R. T. V. Saneamento. Belo Horizonte: Escola de Engenharia da UFMG. v. 2,

1995, 221p.

BATISTA, A. A.; MEIRELES A. C. M.; DE ANDRADE E. M.; ARAÚJO NETO, J. R.;

PALÁCIO, H. A. Q. Relação entre nitrogênio e fósforo nas águas superficiais do açude Óros-

CE. In: Workshop Internacional de Inovações Tecnológicas na Irrigação – IV

WINOTEC, Fortaleza – CE, 2012. Disponível em: <

http://www.inovagri.org.br/meeting2012/wp-content/uploads/2012/06/Protocolo291.pdf>.

Acesso em: janeiro de 2017.

BATISTA, L. V.; GASTMANS, D. Hidrogeoquímica e qualidade das águas superficiais na

bacia do Alto Jacaré- -Pepira (SP), Brasil. Pesquisas em Geociências, v. 42, n. 3, p. 297-311,

2015.

149

BAUMGARTEN M. G. Z.; NIENCHESKI, L. F. H.; VEECK, L. Nutrientes na coluna

d’água e na água intersticial de sedimentos de uma enseada rasa estuarina com aportes de

origem antrópica (RS – Brasil). Revista Atlântica, v. 23, p. 101-116, 2001.

BEARDALL, J., YOUNG, E.; ROBERTS, S. Approaches for determining phytoplankton

nutrient limitation. Aquat. Sci, v. 63, p. 44-69, 2001.

BEHMEL, S.; DAMOUR, M.; LUDWIG, R.; RODRIGUEZ, M. J. Water quality monitoring

strategies — A review and future perspectives. Science of the Total Environment, v. 571, p.

1312-1329, 2016.

BERNER, E. K.; BERNER, R. A. The Global water cycle. Prentice Hall, 1987. 397p.

BIGUELINI, C. P.; GUMY, M. P. Saúde Ambiental: índices de nitrato em águas subterrâneas

de poços profundos na região Sudoeste do Paraná. Revista Faz Ciência, Francisco Beltrão, v.

14, n. 20, p. 153-175, 2012.

BILICH, M. R.; LACERDA, M. P. C. Avaliação da qualidade da água do Distrito Federal

(DF), por meio de geoprocessamento. Anais XII Simpósio Brasileiro de Sensoriamento

Remoto, Goiânia, Brasil, INPE, p. 2059-2065. 2005

BINA, B. Fatores ambientais e dinâmica da ocorrência de populações de cianobactérias

em um reservatório tropical no sudeste brasileiro. Belo Horizonte, 2008. 218 f. Tese

(doutorado em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre) - Instituto de Ciências

Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais. Belo Horizonte, 2008.

BISINOTI, M. C. Biogeoquímica aquática do mercúrio orgânico na Bacia do Rio Negro,

Amazônia. Campinas, 2005. 169 f. Tese (doutorado em Química) – Universidade Estadual de

Campinas. Campinas, 2005.

BISINOTI, M. C. Produção de mercúrio orgânico em sedimentos tropicais a partir de

Hg0: experimentos em microcosmos. Campinas, 2002. 133 f. Dissertação (mestrado em

Química) – Instituto de Química, Universidade Estadual de Campinas. Campinas, 2002.

BONUMÁ, N. B. Avaliação da qualidade da água sob impacto da atividade de

implantação de garimpo no município de São Martinho da Serra. Santa Maria, 2006. 106

f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Universidade Federal de Santa Maria. Santa

Maria, 2006.

BONZONGO, J. C.; LYONS, W. B.; HINES, M. E.; WARWICK, J. J.; FAGANELI, J.;

HORVAT, M.; LECHLER, P. J.;. MILLER, J. R. Mercury in surface waters of three

minedominated river systems: Idrija River, Slovenia; Carson River, Nevada; and Madeira

River, Brazilian Amazon. Geochemistry: Exploration, Environment, Analysis, v. 2, p.

111–119, 2002.

BRANDÃO, C. S. Aspectos hidroquímicos de rios na APA Itacaré/Serra Grande: estudo

de caso da bacia hidrográfica do rio Tijuípe. Bahia, 2013. 53 f. Dissertação (mestrado em

Desenvolvimento e Meio Ambiente) - Universidade Estadual de Santa Cruz. Bahia, 2013.

150

BRANDÃO, V. S. Geoquímica das áreas fontes e dos sedimentos em suspensão na bacia

do rio Piabanha-RJ. Niterói, 2015. 115 f. Dissertação (Mestrado em Geociências) -

Universidade Federal Fluminense. Niterói, 2015.

BRASIL. Ministério da Saúde. Portaria nº 2914, de 12 de dezembro de 2011. Dispõe sobre os

procedimentos de controle e de vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu

padrão de potabilidade. Diário Oficial da União, Brasília, DF, n. 239, 14 dez. 2011. Seção 1,

p 39 - 46.

BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Resolução CONAMA n° 357, de 17 de março de

2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu

enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e

dá outras providências. Diário Oficial da União. Diário Oficial da União, Brasília, DF, n.

053, 18 mar. 2009b. p. 58-63.

CAISSIE, D. The thermal regime of rivers: a review. Freshw. Biol, v. 51, p. 1389–1406,

2006.

CAREY, R.O.; MIGLIACCIO, K. W.; LI, Y.; SCHAFFER, B.; KIKER, G. A.; BROWN,

M.T. Land use disturbance indicators and water quality variability in the Biscayne Bay

Watershed, Florida. Ecol. Indic., v. 11, p. 1093–1104, 2011.

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PALULO - CETESB. Relatório de

qualidade das águas interiores no Estado de São Paulo. Série Relatórios. São Paulo, SP,

2008. 537 p.

CHESTER, R. Marine Geochemistry. London: Unwin Hyman, 346 – 421 p. 1990.

COLERIDGE, S. T. O Ciclo Hidrológico e a Água Subterrânea. In: PRESS, F.; SIEVER, R.;

GROTZINGER, J.; THOMAS, J. H. Para Entender a Terra. São Paulo: ARTMED, 2006. p.

313-338.

COSTA, M. S. Aporte hídrico e material particulado em suspensão para a Baía do

Marajó: contribuições dos rios Jacaré Grande, Pará e Tocantins. Belém, 2014. 71 f.

Dissertação (mestrado em Geologia e Geoquímica) - Universidade Federal do Pará. Belém,

2014.

CRUZ, I. F. D. Modelagem Hidrogeoquímica das Águas Minerais do Parque Salutaris,

Paraíba do Sul, RJ. Niterói, 2016. 119 f. Dissertação (mestrado em Geociências) -

Universidade Federal Fluminense. Niterói, 2016.

DESPREZ, M.; RYBARCZYK H.; WILSON J. G.; DUCROTOY, J. P.; SUER, F.; OLIVES,

R.; ELKAIM, B. Biological impact of eutrophication in the bay of Somme and the induction

and impact of anoxia. Netherlands Journal of Sea Research, v. 30, p. 149-159, 1992.

DONKOR, A. K.; BONZONGO, J. C.; NARTEY, V. K.; ADOTEY, D. K. Hg in different

environmental compartments of the Pra River Basin, Ghana. Sci Total Environ. v. 368, n. 1,

p. 164-176, 2006.

151

EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA. Sistema brasileiro de

classificação de solos. Rio de Janeiro: EMBRAPA-SPI, 2006. 306p.

ENTRE-RIOS JORNAL. Polícia prende cinco pessoas em garimpo ilegal em Três Rios.

Três Rios, 2015. Disponível em: < http://www.entreriosjornal.com.br/tres-rios/policia-prende-

cinco-pessoas-em-garimpo-ilegal-em-tres-rios/> Acesso em: Dezembro de 2016.

ENTRE-RIOS JORNAL. Três Rios possui apenas 0,1% de seu território com área de

floresta preservada. Três Rios, 2007. Disponível em: <

http://www.entreriosjornal.com.br/tres-rios/tres-rios-possui-apenas-01-de-seu-territorio-com-

area-de-floresta-preservada/> Acesso em: Agosto de 2012.

ESTEVES, F. A. Fundamentos de limnologia. Rio de Janeiro: Interciência, 1998. 602p.

FARIAS, M. S. S. Monitoramento da Qualidade da Água na Bacia Hidrográfica do Rio

Cabelo. Campina Grande, 2006. 136 f. Tese (Doutorado em Engenharia Agrícola) –

Universidade Federal de Campina Grande. Campina Grande, 2006.

FEITOSA, A. C. F.; MANOEL FILHO, J. Hidrogeologia - Conceitos e Aplicações. CPRM -

Serviço Geológico do Brasil, Fortaleza: Editora Gráfica LCR, 1997. 389 p.

FEITOSA, F. A. C.; JOÃO, M. F.; FEITOSA, E. C.; DEMETRIO, J. G. Hidrogeologia:

Conceitos e Aplicações. 3 ed. rev. e ampl. Rio de Janeiro: CPRM; LABHID, 2008. 812 p.

FERREIRA, R. M.; BARROS, N. O.; DUQUE-ESTRADA, C. H.; ROLAND, F. ―Caminhos

do fósforo em ecossistemas aquáticos continentais‖, in FERREIRA, R. M., BARROS, N. O.,

DUQUE-ESTRADA, C. H., ROLAND, F. (Org.). Lições de limnologia. São Carlos: Rima

Editora, 2005, p. 229 – 242.

FILHO, J. P. B. V. Doenças causadas pelo aumento dos metais pesados na água do rio

Cateté, ferro, cobre, cromo e níquel. Relatório complementar da possível morte do rio

Cateté, da vida aquática e silvestre e suas consequências devidas aos metais pesados tóxicos

para os índios Xikrin. São Paulo, 2015. 10p.

FROSSARD, E.; BROSSARD, M.; HEDLEY, M.J.; METHERELL, A. Reactions

controlling the cycling of P in soils. In: TIESSEN, H (Ed). Phosphorus in the global

environmental: transfers, cycles and management. 1. ed. Chichester, U.K: Wiley, p. 107-137,

1995.

G1. Cinco são presos por envolvimento com garimpo ilegal em Três Rios, RJ. 2015.

Disponível em: < http://g1.globo.com/rj/sul-do-rio-costa-verde/noticia/2015/04/cinco-sao-

presos-por-envolvimento-com-garimpo-ilegal-em-tres-rio-rj.html> Acesso em: Dezembro de

2016.

GEOBANCK. Arquivos vetoriais. CPRM. Disponível em: < http://geobank.cprm.gov.br/>

Acesso em: Março de 2016.

152

GIBBS, R. J. The geochemistry of the Amazon River System: Part I. The factors that control

the salinity and the composition and concentration of the suspended solids. Geol. Soc. Am.

Bull., New York, v. 78, p. 1203-1232, 1967.

GOMES, O. V. O. Hidrogeoquímica dos aquíferos da bacia sedimentar do macacu -

Itaboraí, RJ. Niterói, 2012. 245 f. Tese (doutorado em Geociências) – Universidade Federal

Fluminense. Niterói, 2012.

GOMES, O. V. O.; CRUZ, J. B.; SILVA-FILHO, E. V. Valores Anômalos de Metais nos

Rios da Bacia do Médio Paraíba do Sul, Três Rios. In: I Congresso Brasileiro de Gestão

Ambiental, Bauru-SP, 2010. I Congresso Brasileiro de Gestão Ambiental – Impresso. v. 1,

2010.

GOMES, O. V. O.; MARQUES, E. D.; SOUZA, M. D. C.; SILVA-FILHO, E. V. Influência

antrópica nas águas superficiais da cidade de Três Rios, RJ. Geochimica Brasiliensis, v. 27,

n. 1, p. 77-86, 2013.

GONÇALVES, C. P. Balanço dos fluxos fluviais de nitrogênio e fósforo no trecho médio-

baixo do rio Paraíba do Sul, RJ, Brasil. Niterói, 2011. 94 f. Dissertação (mestrado em

Geociências) – Universidade Federal Fluminense. Niterói, 2011.

GONÇALVES, E. M. Avaliação da Qualidade da Água do Rio Uberabinha – Uberlândia

– MG. Rio de Janeiro, 2009. 141 f. Dissertação (Mestrado em Tecnologia dos Processos

Químicos e Bioquímicos) – Universidade Federal do Rio de Janeiro. Rio de Janeiro, 2009.

GRASSHOFF, K.; EHRHARDT, M.; KREMLING, K. Methods of Seawater Analysis. New

York: Verlag Chemie, 1983. 419 p.

GUEDES, H. A. S.; SILVA, D. D.; ELESBON, A. A. A.; RIBEIRO, C. B. M.; MATOS, A.

T.; SOARES, J. H. P. Aplicação da análise estatística multivariada no estudo da qualidade da

água do Rio Pomba, MG. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental. v. 16, n.

5, p. 558-563, 2012.

GUIRAUD, D. M. C. Estudo da dinâmica dos macronutrientes (N, P e K) na bacia

hidrográfica do rio Ivaí, afluente do rio Paraná. Maringá, 1995. 89 f. Dissertação

(mestrado em Química Aplicada) - Universidade Estadual de Maringá. Maringá, 1995.

HAASE, J.; KRIEGER, J. A.; POSSOLI, S. Estudo da viabilidade do uso da técnica fatorial

como um instrumento na interpretação de qualidade das águas da bacia hidrográfica do

Guaiba, RS, Brasil. Ciência e Cultura. v. 41, p. 576-582, 1989.

HAIR, J. F.; ANDERSON, R. E.; TATHAM, R. L.; BLACK, W. C. Multivariate Data

Analysis. UpperSadle River, NJ: Prentice Hall, 1998.

HALOI N.; SARMA H. P. Heavy metal contaminations in the groundwater of Brahmaputra

flood plain: an assessment of water quality in Barpeta District, Assam (India). Environ

Monit Assess. v. 160, p. 207–213, 2010.

153

HARMANCIOGLU, N. B.; OZKUL, S. A.; ALPASLAN, M. N. Water monitoring and

network design. In: HARMANCIOGLU, N. B.; SINGH, V. P.; ALPASLAN, M. N. (Ed)

Environmental data management. The Hague: Kluwer Academic Publishers, 1998. p. 61-

100.

HARPER, D. (1992). Eutrophication of freshwaters: Principles and restoration. Londres:

Chapman & Hall, 327 p.

HARTMAN, D, M. Global Phisical Climatology. New York. Department of Atmosphere

Sciences, University Washington, 1994. 408p.

HEWLETT, J. D.; A. R. HIBBERT. Factors affecting the response of small watersheds to

precipitation in humid areas. Forest Hydrol, New York: p. 275–290, 1967.

HOFFMANN, R. Componentes principais e análise fatorial. (Série didática n° 90)

Piracicaba: ESALQ. 1999. 40p.

HORTON, R. E. The role of infiltration in the hydrologic cycle. Trans. Am. Geophys.

Union, v. 14, p. 446–460, 1933.

HUTCHINSON, G. E. (1957). A treatise on Limnology. Vol. 1. Geography, physico and

chemistry. John Wiley and Sons, Inc., New York, 1115p.

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFICA E ESTATÍSTICA – IBGE. Mapas.

Disponível em: < http://mapas.ibge.gov.br/>. Acesso em: Março de 2016.

INSTITUTO ESTADUAL DO AMBIENTE. O Estado do Ambiente – Indicadores

Ambientais do Rio de Janeiro 2010. Rio de Janeiro: SEA/INEA, 2011. 156p.

ISMAIL, Z.; SHIONO, K. The effect of vegetation along cross-over floodplain edges on stage

discharge and sediment transport rates in compound meandering channels. Proceedings of the

5th WSEAS International Conference on Environment Ecosystems and Development,

Venice, Italy, p. 407 – 412, 2006.

JARDIN, W.F. Contaminação por mercúrio: fatos e fantasias. Ciência Hoje. v. 41, p. 78-79,

1988.

JOKINEN, C. C.; KOOT, J.; COLE, L.; DESRUISSEAU, A.; EDGE, T. A.; KHAN, I.U.H.;

KONING, W.; LAPEN, D. R.; PINTAR, K.D.M.; REID-SMITH, R.; THOMAS, J.L.; TOPP,

E.; WANG, L.Y.; WILKES, G.; ZIEBELL, K.; VAN BOCHOVE, E.; GANNON, V.P.J. The

distribution of Salmonella enterica serovars and subtypes in surface water from five

agricultural regions across Canada. Water Research, v. 76, p. 120-131, 2015.

JUNG, K. Y.; LEE, K. L.; IM, T. H.; LEE, I. J.; KIM, S.; HAN, K. Y.; AHN, J. M.

Evaluation of water quality for the Nakdong River watershed using multivariate analysis.

Environmental Technology & Innovation. v. 5, p. 67–82, 2016.

154

KATSUÓKA, L. Avaliação do impacto da atividade agropecuária na Qualidade da água

em áreas de captação superficial nas bacias hidrográficas dos rios Mogi-Guaçu e Pardo,

São Paulo. São Paulo, 2001. 203 f. Tese (doutorado em ciências) – Instituto de Pesquisas

Energéticas e Nucleares. Universidade de São Paulo. São Paulo, 2001.

KERSTEN, M. Geochemistry of priority pollutants in anoxic sludges: Cd, As, Methyl-Hg

and chlorinated organics. In Chemistry and Biology of solid wastes. SALOMONS,W. &

FORSTNER,U. Berlim: Springer, 1988. 189p.

KITAMURA, P.C.; QUEIROZ, J.F.; LOPES, R.B.; CASTRO, F.G.; BOYD, C.E.

Environmental and economic assessment of feefishing in São Paulo State, Brazil. Journal of

Applied Aquaculture, v.12, p.23-41, 2002.

KLEIN, C.; AGNE, S. A. A. Fósforo: de nutriente à poluente!. Rev. Elet. em Gestão,

Educação e Tecnologia Ambiental. v. 8, nº 8, p. 1713-1721, 2012.

KNOPPERS, B. Aquatic Primary Production in coastal lagoons. In: Coastal Lagoon

Processes. KJREFVE, B. ed. Elsevier, Amsterdam, p.243-286, 1994.

KOSKI-VÄHÄLÄ, J.; HARTIKAINEN, H. Assessment of the risk of phosphorus loading

due to resuspended sediment. Journal of Environmental Quality, Madison, v. 30, p. 960-

966, 2001.

KRUSCHE, A. V.; BALLESTER, M. V. R.; VICTORIA, R. L.; BERNARDES, M. C.;

LEITE, N. K.; HANADA, L.; VICTORIA, D. C.; TOLEDO, A. M.; OMETTO, J. P.;

MOREIRA, M. Z.; GOMES, B. M.; BOLSON, M. A.; NETO, S. G.; BONELLI, N.;

DEEGAN, L.; NEILL, C.; THOMAS, S.; AUFDENKAMPE, A. K.; RICHEY, J. E. Efeitos

das mudanças do uso da terra na biogeoquímica dos corpos d’água da bacia do rio Ji-Paraná,

Rondônia. Acta Amazonica, v. 35, n. 2, p. 197-205, 2005.

LAGADEC, L. R.; PATRICE, P.; BRAUD, I.; CHAZELLE, B.; MOULIN, L.; DEHOTIN,

J.; HAUCHARD, E.; BREIL, P. Description and evaluation of a surface runoff susceptibility

mapping method. J. Hydrol. 2016.

LARSON, K. A.; WEINCEK, J. M., Mercury removal from aqueous streams utilizing micro

emulsion liquid membranes. Environmental Progress, v. 11, n. 2, p. 456-464, 1994.

LEVANTESI, C.; BONADONNA, L.; BRIANCESCO, R.; GROHMANN, E.; TOZE, S.;

TANDOI, V. Salmonella in surface and drinking water: Occurrence and water-mediated

transmission. Food Research International, v. 45, p. 587–602, 2012.

LI, S.; LI, J.; ZHANG, Q. Water quality assessment in the rivers along the water conveyance

system of the Middle Route of the South to North Water Transfer Project (China) using

multivariate statistical techniques and receptor modeling. Journal of Hazardous Materials.

v. 195, p. 306–317, 2011.

155

LIAO, S. W.; GAU, H. S.; LAI, W. L.; CHEN, J. J.; LEE, C. G. Identification of pollution of

Tapeng Lagoon from neighbouring Rivers using multivariate statistical method. Journal of

Environmental Management. v.88, p.286-292, 2008.

LIRA, H. L.; NEVES, G. A. Feldspatos: conceitos, estrutura cristalina, propriedades físicas,

origem e ocorrências, aplicações, reservas e produção. Revista Eletrônica de Materiais e

Processos, v. 8.3, p. 110 –117, 2013.

LOGAN, J. Interpretação de análises químicas d’água. Recife: US. Agency for

International Development, 1965. 67p.

LOPES, I. A. Transporte de material particulado em suspensão pelos rios Grajaú,

Pindaré e Mearim para o sistema estuarino da Baía de São Marcos-MA. São Luis, 2006.

93 f. Dissertação (mestrado em Sustentabilidade de Ecossistemas) – Universidade Federal do

Maranhão. São Luis, 2006.

MACÊDO, J. A. B. Métodos laboratoriais de análises físico-químicas e microbiológicas.

Belo Horizonte: CRQ/MG, 2003. 601p.

MARINS, R.V.; LACERDA, L.D. ; MOUNIER, S. ; PARAQUETTI, H.H.M. ; MARQUES.

W.S. Caracterização hidroquímica, distribuição e especiação de mercúrio nos estuários dos

rios Ceará e Pacotí, região metropolitana de Fortaleza, Ceará, Brasil., Geochimica

Brasiliensis, v. 16, n. 1, p. 037-048, 2002.

MARQUES, E. D.; SILVA-FILHO, E. V.; SOUZA, G. V. C.; GOMES, O. V. O. Seasonal

variations of water quality in a highly populated drainage basin, SE Brazil: water chemistry

assessment and geochemical modeling approaches. Environ Earth Sci, 75:1498, 2016.

MAYORGA, E.; AUFDENKAMPE, A. K. Processing of bioactive elements in the Amazon

River system. In: McClain, M.E. (Ed.), The Ecohydrology of South American Rivers and

Wetlands. IAHS Press, Wallingford, UK, pp. 1–24, IAHS Spec. Pub. No. 6. 2002.

McDOWELL, R. W.; SHARPLEY, A. N.; CONDRON, L. M.; HAYGARTH, P. M.;

BROOKES, P. C. Processes controlling soil phosphorus release to runoff and implications for

agricultural management. Nutrient Cycling in Agroecosystems, v. 59, n. 3, p. 269-284,

2001.

MENDIGUCHÍA, C.; MORENO, C.; GALINDO-RIANO, M. D.; GARCÍA-VARGAS, M.

Using chemometric tools to assess antropogenic effects in river water a case study:

Guadalquivir river (Spain). Analytica Chimica Acta, v. 515, p. 143-149, 2004.

MERTEN, G, H; MINELLA, J. P. Qualidade da água em bacias hidrográficas rurais: um

desafio atual para a sobrevivência futura. Agroecol. e Desenvol. Rur. Sustent, Porto Alegre,

v.3, n.4, p. 33-38, 2002.

MEYBECK, M. Global analysis of river systems : from earth system controls to

Anthropocene controls. Phil. Trans. Royal Acad. London B, v. 358, n. 440, p. 1935-1955,

2003.

156

MICARONI, R. C. C. M.; BUENO, M. I. M. S.; JARDIM, W. F. Compostos de mercúrio,

Revisão de métodos de determinação, tratamento e descarte. Química Nova, v. 23, n. 4, p.

487 – 495, 2000.

MINGOTI, S. A. Análise de dados através de métodos de estatística multivariada: uma

abordagem aplicada. Belo Horizonte: Editora UFMG, 2005. 297p.

MIRANDA, B. D. Análise das Frações de Nitrogênio no Rio Paraíba Do Sul, no Trecho

da Cidade de Três Rios – RJ. Três Rios, 2016. 30 f. Monografia (Graduação em Gestão

Ambiental) - Instituto Três Rios, Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro. Três Rios,

2016.

MOLISANI, M. M., MARINS, R. V., MACHADO, W. T., PARAQUETTI, H. H. M. &

LACERDA, L. D. Some implications of inter basin water transfers - Mercury Emission to

Sepetiba Bay from Paraíba do Sul river, Brazil. In: LACERDA L. D.; KREMER, H.;

KJERFVE, B.; SALOMONS, W.; CROSSLAND, J. C., (eds.), South American Basins -

SamBas: LOICZ Catchment Impacts on the Coastal Zone and Human Dimension, 212p.,

Publisher: IGBP-LOICZ, Texel. P. 113-117, 2002.

MONTEIRO, S. M. Dinâmica dos parâmetros abióticos na zona de mistura do estuário

do rio Paracauari, ilha do Marajó-PA. Belém, 2009. 137 f. Dissertação (mestrado em

Geologia e Geoquímica) – Universidade Federal do Pará. Belém, 2009.

MORAES, D. S. L. E JORDÃO, B. Q. Degradação de recursos hídricos e seus efeitos sobre a

saúde humana. Revista Saúde Pública. São Paulo, v. 36, n. 6, p. 370-374, 2002.

MOTA, F. S. B.; VON SPERLING, M. Nutrientes de esgoto sanitário: utilização e

remoção. Rio de Janeiro: ABES, 2009. 428p.

MUÑOZ, H. R. Interfaces da gestão de recursos hídricos e saúde pública: desafios da Lei

de Águas de 1997. Brasília: Secretaria de Recursos Hídricos, 2000.

MUNTER, R. Technology for the removal of radionuclides from natural water and waste

management: state of the art. Proceedings of the Estonian Academy of Sciences, v. 62, n. 2,

p. 122 - 132, 2013.

NEVADO, J. J. B.; MARTÍN-DOIMEADIOS, R. C. R.; MORENO, M. J. Mercury speciation

in the Valdeazogues River–La Serena Reservoir system: Influence of Almadén (Spain)

historic mining activities. Science of the total environment, v. 407, p. 2372-2382, 2009.

NEVES, J. M. C. S; Efeitos da Transposição de Águas sobre a Distribuição e

Fracionamento de Elementos Terras Raras (ETR) do Rio Paraíba Do Sul para a Baía de

Sepetiba, RJ, Brasil. Niterói, 2012. 133 f. Tese (Doutorado em Geociências (Geoquímica) -

Universidade Federal Fluminense, Niterói, 2012.

NORTHEY, S. A.; MUDD, G. M.; SAARIVUORI, E.; WESSMAN-JÄÄSKELÄINEN, H.;

HAQUE, N. Water footprinting and mining: Where are the limitations and opportunities?.

Journal of Cleaner Production, v. 135, p. 1098-1116, 2016.

157

NUNNALY, J. C.; BERNSTEIN, I. H. “Psychometric Theory”. McGraw-Hill Inc., 1994.

ODUM, E. P. Ecologia. Rio de Janeiro: Guanabara Koogan, 1988. 434p.

OLIVEIRA, L. N. Estudo da variabilidade sazonal da qualidade da água do Rio Poti em

Teresina e suas implicações na população local. Teresina, 2014. 112 f. Dissertação

(Mestrado em Desenvolvimento e Meio Ambiente) – Universidade Federal do Piauí. Teresina,

2014.

OLIVEIRA, M. R. Investigação da Contaminação por Metais Pesados da Água e do

Sedimento de Corrente nas margens do Rio São Francisco e tributários, a jusante da

Represa da Cemig, no município de Três Marias, Minas Gerais. Belo Horizonte, 2007.

150 f. Tese (Doutorado em geologia) - Universidade Federal de Minas Gerais. Belo

Horizonte, 2007.

PANT, H. K.; REDDY, K. R. Phosphorus sorption characteristics of estuarine sediments

under different redox conditions. Journal of Environmental Quality, Madison, v. 30, p.

1474-1480, 2001.

PASCALICCHIO, A. E. Contaminação por metais pesados; saúde pública e medicina

ortomolecular. São Paulo: Annablume, 2002. 132p.

PELLEGRINI, J. B. R. Fósforo na água e no sedimento na microbacia hidrográfica do

Arroio Lino - Agudo – RS. Santa Maria, 2005. 98 f. Dissertação (mestrado em ciências do

solo) – Universidade Federal de Santa Maria. Santa Maria, 2005.

PEREIRA, T. T. C., KER, J. C., SCHAEFER, E. G. R., BARROS, N. F., NEVES, J. C. L.,

ALMEIDA, C. C. Gênese de Latossolos e Cambissolos desenvolvidos de rochas pelíticas do

grupo bambuí – Minas Gerais. R. Bras. Ci. Solo, v. 34, p. 1283-1295, 2010.

PETERS, N. E.; MEYBECK, M. Water Quality Degradation Effects on Freshwater

Availability: Impacts of Human Activities. Water International, v. 25, n. 2, p. 185-193.

2000.

PINTO FILHO, J. L. O.; SANTOS, E. G.; SOUZA, M. J. J. B. Proposta de índice da

qualidade de água para a lagoa do Apodi, RN, Brasil. Holos, v. 2, p. 69-76, 2012.

PINTO, A. L.; OLIVEIRA, G. H.; PEREIRA, G. A. Avaliação da eficiência da utilização do

oxigênio dissolvido como principal indicador da qualidade das águas superficiais da bacia do

córrego Bom Jardim, Brasilândia/MS. Rev. GEOMAE, Campo Mourão/PR, v.1, n.1, p.69 –

82, 2010.

PIPER, A. M. A Graphic procedure in the geochemical interpretation of water analyses.

Reprinted: American Geophysical Union Transactions. v. 25, p. 914-923, 1944.

PITRAT, D. M. J. J. Avaliação da Contaminação por Metais em Rios: Estudo de Caso da

bacia do rio Passaúna. UFPR. Curitiba, 2010. 231p.

158

QUEIROZ, L. A. V.; SILVEIRA, C. S.; DE MELLO, W. Z.; ALVIM, R. B.; VIEIRA, M. D.

Hidrogeoquímica e poluição das águas fluviais da bacia do rio Paquequer, Teresópolis (RJ).

Geociências, v. 31, n. 4, p. 606-621, 2012.

RĂDOANE, M.; OBREJA, F.; CRISTEA, I.; MIHAILĂ, D. Changes in the channel-bed level

of the eastern Carpathian rivers: Climatic vs. human control over the last 50 years.

Geomorphology, v. 193, p. 91–111, 2013.

REDA, A. L. L. ; VIÑA, F. S. ; ALVES, R. L. F. ; RIBEIRO, R. G. C. . SANTO ANTÔNIO

HYDROELECTRIC POWER PLANT RESERVOIR LIFE TIME: AN INDEPENDENT

SEDIMENT BUDGET ESTIMATE ON THE MADEIRA RIVER. Proceedings of

International Conference on Engineering and Technology Education, v. 14, p. 30-30,

2016.

RESENDE, A. V. Agricultura e qualidade da água: contaminação da água por nitrato.

Planaltina: Embrapa Cerrados, 2002. 29p.

RESENDE, M. L.; FERNANDES, L. P. S.; SILVA, A. M. R. Utilização da análise fatorial

para determinar o potencial de crescimento econômico em uma região do sudeste do Brasil.

Revista Economia e Desenvolvimento, Cascavel, v. 1, n. 19, p. 92-109, 2007.

RICHTER, C. A.; AZEVEDO NETTO, J. M. Tratamento de água: tecnologia atualizada.

São Paulo: Edgard Blucher, 1998. 332p.

RODRIGUES, C.S.P. Perfil da comunidade microbiana e distribuição de nutrientes ao longo

do estuário do rio Cachoeira (Ilhéus – Bahia). Dissertação de Mestrado. Universidade

Estadual de Santa Cruz. Programa de Pós-Graduação Sistemas Aquáticos Tropicais, 2009.

RODRIGUES, R. A. R; MELLO, W. Z. ; de SOUZA, P. A. Aporte atmosférico de amônio,

nitrato e sul fato em área da Floresta Ombrófila Densa Montana na Serra dos Órgãos, RJ.

Química Nova, v. 30, n. 8, p. 1842-1848, 2007.

SARDINHA, D.S, CONCEIÇÃO, F.T., SOUZA, A.D.G. SILVEIRA, A., DE JULIO, M.

GONÇALVES, J.C.S. I. Avaliação da qualidade da água e autodepuração do ribeirão do

meio, Leme (SP). Eng. sanit. ambient., v.13, n. 3, p. 329-338, 2008.

SCHOELLER, H. Geochemie des eaux souterraines. Revue de L’Institute Français Du

Petrole.10Les eaux souterraines, 1955. p. 230 – 244.

SCHOENBERGER, E. Environmentally sustainable mining: The case of tailings storage

facilities. Resources Policy, v. 49, p. 119–128, 2016.

SEGEMAR – Serviço Geológico Minero Argentino. Feldspato y Mica. Publicación Técnica

SEGEMAR – UNSAM, n. 5, 2000, 91p.

SHARPLEY, A. N. Phosphorus cycling in unfertilized and fertilized agricultural soils. Soil

Science Society of American Journal, Madison, v. 49, p. 905-911, 1985b.

http://lattes.cnpq.br/5299326878413283

http://lattes.cnpq.br/1453576844270794

159

SHARPLEY, A. N. The selective erosion of plant nutrients in runoff. Soil Science Society of

American Journal, Madison, v. 49, p. 1010-1015, 1985a.

SHARPLEY, A. N.; SMITH, S. J.; JONES, O. R.; BERG, W. A.; COLEMAN, G. A. The

transport of bioavailable phosphorus in agricultural runoff. Journal of Environmental

Quality, Madison, v. 21, p. 30-35, 1992.

SILVA, A. E. P.; ANGELIS, C. F.; MACHADO, L. A. T.; WAICHAMAN, A. V. Influência

da precipitação na qualidade da água do Rio Purus. Acta Amazonica, v. 38, n. 4, p. 733 –

742, 2008.

SILVA, D. D.; PRUSKI, F. F.; SCHAEFER, C. E. G. R.; AMORIM, R. S. S.; PAIVA, K. W.

N. Efeito da cobertura nas perdas de solo em um Argissolo Vermelho-Amarelo utilizando

simulador de chuva. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola, v. 25, n. 2, p. 409-419,

2005.

SILVA, J. J. F.; MIGLIORINI, R. B. CARACTERIZAÇÃO DAS ÁGUAS

SUBTERRÂNEAS DO AQUÍFERO FURNAS NA REGIÃO SUL DO ESTADO DE MATO

GROSSO. São Paulo, UNESP, Geociências, v. 33, n. 2, p.261-277, 2014

SILVEIRA, C. S.; COELHO NETTO, A. L. Hydrogeochemical responses to rainfall inputs in

a small rainforest basin: Rio de Janeiro, Brazil Physics and Chemistry of the Earth, Part A:

Solid Earth and Geodesy, v. 24, n. 4, p. 871-879, 1999.

SIMEONOV, V.; STRATIS, J. A.; SAMARA, C. ZACHARIADIS, G; VOUTSA, D.;

ANTHEMIDIS, A.; SOFONIOU, M.; KOUIMTZIS, T. Assessment of the surface water

quality in northen Greece. Water Research, v. 37, n. 17, p. 119-124, 2003.

SINGH, K. P.; MALIK, A.; MOHAN, D.; SINHA, S. Multivariate statistical techniques for

the evaluation of spatial and temporal variations in water quality of Gomti River (India) – a

case study. Water Research, n. 38, p. 3980-3992, 2004.

SKULBERG, O. M.; CODD, G. A; CARMICHAEL, W. W. Toxic blue-green algal blooms in

Europe: A growing problem. Ambio, v. 13, p. 244-247, 1984.

SMITH, V. Eutrophication of freshwater and coastal marine ecosystems – A global problem.

Environmental Science and Pollution Research, v. 10, p. 126-139, 2003.

SMITH, V. H.; SCHINDLER, D. W. Eutrophication science: where do we go from here?

Trends in Ecology and Evolution, v. 24, p. 201-207, 2009

SOARES, T. C. M. Variação sazonal, transporte e partição de Hg no gradiente

fluviomarinho do rio Jaguaribe – CE. Fortaleza, 2011. 102 f. Dissertação (mestrado em

Ciências Marinhas Tropicais) – Universidade Federal do Ceará. Fortaleza, 2011.

SOUZA, V. P.; LINS, F. A. F. Recuperação do ouro por amalgamação e cianetação:

problemas ambientais e possíveis alternativas. Série Tecnológica Mineral, n°44. Rio de

Janeiro: CETEM/CNPq, 1989. 26p.

160

STALLARD, R. F.; EDMOND, J. M. Geochemistry of the Amazon. 2. The influence of

geology and weathering environment on the dissolved load. Journal of Geophysical

Research, v. 88, p. 9671-9688, 1983

STEIN, S.J. Vassouras: um município brasileiro do café, 1850-1900. Rio de Janeiro: Editora

Nova Fronteira, 1985. 361p.

STROHSCHOEN, A. A. G.; PÉRICO, E.; LIMA, D. F. B.; REMPEL, C. Estudo preliminar

da qualidade da água dos rios Forqueta e Forquetinha, Rio Grande do Sul. R. bras. Bioci.,

Porto Alegre, v. 7, n. 4, p. 372-375, 2009

STUMM, W.; MORGAN, J.J. Aquatic chemistry: chemical equilibria and rates in natural

waters. New York: John Wiley & Sons, 1996. 1022p.

TERNUS, R. Z.; SOUZA-FRANCO, G. M.; ANSELMINI, M. E. K,; MOCELLIN, D. J. C.;

MAGRO, J. D. Influence of urbanisation on water quality in the basin of the upper Uruguay

River in western Santa Catarina, Brazil. Acta Limnologica Brasiliensia, v. 23, n. 2, p. 189-

199, 2011.

TINÔCO, A. A. P. Avaliação de contaminação por mercúrio em Descoberto – MG.

Viçosa, 2008. 104 f. Dissertação (mestrado em Engenharia Civil) – Universidade Federal de

Viçosa. Viçosa, 2008.

TOLEDO, L. G.; NICOLELLA, G. Índice de Qualidade de Água em Microbacia sob Uso

Agrícola e Urbano. Scientia Agricola, v. 59, n. 1, p. 181-186, 2002.

TOOR, G. S.; CONDRON, L. M.; DI, H. J.; CAMERON, K. C.; CADE-MENUM, B. J.

Characterization of organic phosphorus in leachate from a grassland soil. Soil Biology and

Biochemistry, Oxford, v. 35, p. 1317 – 1323, 2003.

TRAN, C. P.; BODE, R. W.; SMITH, A. J.; KLEPPEL, G. S. Land-use proximity as a basis

for assessing stream water quality in New York State (USA). Ecol. Indic., v. 10, p. 727–733,

2010.

TRINDADE, A. L. C. Aplicação das técnicas de estatísticas para avaliação de dados de

monitoramento de qualidade das águas superficiais da porção mineira da bacia do Rio

São Francisco. Belo Horizonte, 2013. 181 f. Dissertação (Mestrado em Saneamento, Meio

Ambiente e Recursos Hídricos) – Universidade Federal de Minas Gerais. Belo Horizonte,

2013.

TUCCI, C. E. M. Água no meio urbano. 1997, 40p. In: REBOUÇAS, A. C. et al., (Org.).

Águas doces no Brasil: capital ecológico, uso e conservação. São Paulo: Escrituras, 1999.

TUCCI, C. E. M.; MENDES, C. A. Avaliação ambiental integrada de bacia hidrográfica.

Ministério do Meio Ambiente - MMA / Secretaria de Qualidade Ambiental nos

Assentamentos Humanos - SQA. Brasília: 2006. 302 p.

161

TUCCI, C.E.M., Hidrologia: ciência e aplicação. Editora da Universidade: ABRH: EDUSP.

Coleção ABRH de Recursos Hídricos, 1993. 943p.

VALENÇA, J. F. S. Rio Salgado: Agente de agravos à saúde das populações ribeirinhas.

Bahia, 2003. 109 f. Dissertação (Mestrado em Desenvolvimento e Meio Ambiente) –

Universidade Estadual de Santa Cruz. Bahia, 2003.

VALLADARES, C. S.; PASCUTTI, A. G.; SILVA, T. M.; HEILBRON, M.; ALMEIDA, J.

C. H.; DUARTE, B. P.; TUPINAMBÁ, M.; NOGUEIRA, J. R.; VALERIANO, C. M.;

SILVA, L. G. E.; SCHMITT, R.; RAGATKY, C. D.; GERALDES, M.; VALENTE, S. C.;

ANDRÉ, J. L. F.; CORVAL, A.; VIANA, S. M.; MOTA, G. S.; MENEZES, P. T. L.; MANE,

M. Â.; PALERMO, N.; MELO, R. P.; GUIMARÃES, P. V.; SILVA, F. L. Geologia e

recursos minerais da folha Três Rios SF.23-Z-B-I, estado do Rio de Janeiro escala

1:100.000. Belo Horizonte: CPRM, 2012. 136p.

VELOSO, H. P.; RANGEL-FILHO, A. L. R.; LIMA, J. C. A. Manual técnico da vegetação

brasileira. Rio de Janeiro: IBGE. 1992, 94p.

VERONEZ, B. P. Análise da influência da precipitação pluviométrica e do uso do solo

sobre a qualidade da água em microbacias hidrográficas no nordeste paraense,

Amazônia Oriental. Vitória, 2011. 174 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental) -

Universidade Federal do Espírito Santo. Vitória, 2011.

VESILIND, P. A.; MORGAN, S. M. Introdução à engenharia ambiental. São Paulo:

Cengage Learning, 2013.

VICENTE, L. C. Geologia Estrutural da aba Norte da estrutura divergente do Rio

Paraíba do Sul: seções Três Rios (RJ) – Matias Barbosa (MG) e Barra do Piraí –

Conservatória (RJ). São Paulo, 2008. 110 f. Dissertação (mestrado em Geoquímica e

Geotectônica) - Universidade de São Paulo – USP. São Paulo, 2008.

VICINI, L. Análise multivariada da teoria à prática. Santa Maria, 2005. 215 f. Monografia

(Especialização) - Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 2005.

VILLELA, S. M.; MATTOS, A. Hidrologia Aplicada. São Paulo, McGraw-Hill, 1975. 245p

VON SPERLING, M. Noções de qualidade das águas. In: Introdução à qualidade das águas

e ao tratamento de esgotos. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e

Ambiental, Universidade Federal de Minas Gerais, 2005. p. 15-49.

VON SPERLING, M. V. Princípio do tratamento biológico de águas residuárias. IN:

Introdução a qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. Departamento de

Engenharia Sanitária e Ambiental: UFMG, 1996. 243p.

WANG C.; ZHENG S.; WANG P.; HOU J. Interactions between vegetation, water flow and

sediment transport: A review. Journal of Hydrodynamics, v. 27, n. 1, p. 24-37, 2015.

162

WANG, X.; CAI, Q.; YE, L.; QU, X. Evaluation of spatial and temporal variation in stream

water quality by multivariate statistical techniques: A case study of the Xiangxi River basin,

China. Quaternary International, v. 282, p. 137-144, 2012.

WETZEL, R. G. & LIKENS, G. E. Limnological analysis. New York: Springer-Verlag,

2000. 429p.

WHITE, A.F.; BULLEN, T.D.; SCHULZ, M.S.; BLUM, A.E.; HUNTINGTON, T.G.;

PETERS, N.E. Differential rates of feldspar weathering in granitic regoliths Geochimica et

Cosmochimica Acta, v. 65, n. 6, p. 847–869, 2001.

WILKES, G.; EDGE, T.A.; GANNON, V.P.J.; JOKINEN, C.; LYAUTEY, E.; NEUMANN,

N.F.; RUECKER, N.; SCOTT, A.; SUNOHARA, M. TOPP, E.; LAPEN, D.R. Associations

among pathogenic bacteria, parasites, and environmental and land use factors in multiple

mixed-use watersheds. Water Research, v. 45, p. 5807-5825, 2011.

WILLIAMS, G. P.; WOLMAN, M. G. Downstream effects of dams on alluvial Rivers.

Washington, Geological Survey Professional Paper 1286, 1985. 83p.

XAVIER, C. F. Avaliação da influência do uso e ocupação do solo e de características

geomorfológicas sobre a qualidade das águas de dois reservatórios da região

metropolitana de Curitiba – Paraná. Curitiba, 2005. 167 f. Mestrado (Dissertação em

Ciências do Solo) - Universidade Federal do Paraná – UFPR. Curitiba, 2005.

YAN H.; HUANG, Y.; WANG, G.; ZHANG, X.; SHANG M.; FENG, L.; DONG, J.; SHAN,

K.; WU, D.; ZHOU, B.; YUAN, Y. Water eutrophication evaluation based on rough set and

petri nets: A case study in Xiangxi-River, Three Gorges Reservoir. Ecological Indicators, v.

69, p. 463-472, 2016.

YARIV, S.; CROSS, M.; Geochemistry of colloid systems for earth scientists Springer.

New York: Springer-Verlag, 1979. 450p.

ZORRAQUINO, L. D. O Processo de Urbanização Brasileiro e a Formação de suas

metrópoles. Programa para Análise de Revalidação de Diplomas, Rio de Janeiro: UFRJ,

2005. 76p.

163

9. APÊNDICES

164

Tabela I – Dados dos parâmetros físico-químicos e microbiológicos monitorados nas

águas superficiais do município de Três Rios e seu entorno.

CAMPO ID OD

pH T Turb DBO Eh CE TDS MPS CT EC

mg/L °C NTU mg/L mV µS/cm mg/L NMP/100 mL

OUT/2015 P-01 4,21 7,04 26,66 4,00 0,82 207,80 81,40 52,91 2,12 >2419,60 866,40

P-02 6,85 6,49 26,08 11,60 0,56 207,50 53,90 35,04 8,09 >2419,60 106,70

P-03 6,22 7,00 26,80 7,29 3,32 210,70 47,70 31,01 5,25 >2419,60 1046,20

JAN/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

6,18

5,80

5,74

4,36

4,71

6,37

4,96

5,39

6,45

4,45

4,49

5,00

4,71

6,51

7,07

7,00

7,10

7,60

8,01

8,06

7,97

7,45

7,90

7,82

7,49

8,10

25,88

26,76

26,81

26,54

26,48

28,15

27,37

28,31

28,25

28,13

28,19

28,14

28,05

4,89

5,69

5,99

6,33

4,92

23,70

127,0

37,70

25,00

62,60

42,00

36,20

29,90

-

-

-

-

-

1,99

1,14

0,75

1,86

0,10

0,66

0,05

0,24

207,80

213,10

208,20

208,10

215,90

209,50

211,50

209,40

-

208,00

205,30

198,60

202,50

28,66

46,90

86,50

77,40

97,90

124,00

92,70

108,00

52,10

113,20

109,30

110,10

109,00

18,63

30,49

56,23

50,31

63,64

80,60

60,26

70,20

33,87

73,58

71,05

71,57

70,85

2,86

2,20

1,18

3,31

0,68

11,87

91,45

27,67

16,00

39,80

19,90

36,68

16,73

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

25,60

>2419,60

1732,90

1119,90

>2419,60

691,00

>2419,60

>2419,60

>2419,60

275,30

193,50

755,60

1553,10

ABR/2016 P-01 3,02 6,74 26,75 19,50 1,31 210,70 104,00 67,60 1,50 >2419,60 1413,60

P-02 3,02 6,26 24,78 30,00 0,70 211,60 96,00 62,40 10,82 135,50 14,90

P-03 2,85 7,17 27,02 19,90 0,46 209,60 106,00 68,90 5,17 >2419,60 >2419,60

JUL/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

3,14

3,35

3,67

3,53

4,01

6,80

6,80

5,82

8,20

7,20

7,77

6,80

7,25

6,02

7,32

7,45

6,47

6,72

7,30

6,98

6,43

5,95

6,17

7,05

6,82

6,40

25,52

26,76

26,71

26,80

26,67

20,48

18,71

20,60

20,08

20,60

20,61

20,28

20,27

14,70

19,90

21,60

22,60

23,00

19,20

34,50

23,60

15,20

23,20

22,80

32,80

18,40

0,05

0,38

0,65

0,36

0,61

1,30

1,84

1,23

2,28

1,10

2,18

0,50

2,13

209,00

208,90

213,90

210,00

208,40

206,30

201,30

203,70

204,30

2,02,30

202,60

206,40

204,70

42,00

105,00

34,00

105,00

107,00

69,00

63,00

73,00

69,00

74,00

64,00

77,00

62,00

27,30

68,25

22,10

68,25

29,55

44,85

40,95

47,45

44,85

48,10

41,60

50,05

40,30

11,31

11,96

15,29

8,30

1,65

3,98

5,57

6,16

7,97

6,10

4,11

1,15

7,83

461,10

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

>2419,60

39,70

>2419,60

1986,30

1119,90

2419,60

1553,10

365,40

>2419,60

81,30

2419,60

2419,60

1986,30

2419,60

165

Tabela II – Dados do monitoramento dos íons maiores nas águas superficiais do

município de Três Rios e seu entorno.

CAMPO ID Cl-

SO42-

HCO3- F

- Br

- Na

+ K

+ Ca

2+ Mg

2+

mg/L

OUT/2015 P-01 5,11 4,88 70,95 0,11 0,04 16,59 5,07 7,08 2,71

P-02 5,94 1,69 77,31 0,09 0,04 15,37 5,56 9,46 2,20

P-03 5,92 5,13 73,21 0,12 0,05 17,87 5,23 7,21 2,78

JAN/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

2,29

5,31

5,16

5,00

5,48

3,35

3,11

3,48

1,31

3,28

3,44

3,36

3,38

1,34

4,94

4,88

4,82

4,87

0,003

1,42

3,92

1,07

3,77

3,94

3,86

3,86

47,81

73,21

72,16

70,16

72,45

65,06

56,01

62,84

34,60

61,84

62,84

60,28

61,62

0,06

0,11

0,11

0,11

0,11

0,11

0,09

0,11

0,06

0,10

0,11

0,10

0,11

-

0,03

0,04

0,04

0,05

0,04

0,03

0,03

0,11

0,02

0,03

0,03

0,02

6,00

16,75

16,57

16,38

17,08

11,16

8,93

11,32

3,65

10,88

11,45

11,40

11,49

3,79

5,14

4,93

4,86

5,00

5,00

3,95

4,96

2,74

4,85

4,98

4,91

4,88

6,55

7,34

7,31

7,19

7,28

7,08

7,71

7,23

5,22

7,05

6,98

6,89

6,95

2,16

2,77

2,79

2,66

2,74

2,44

1,79

2,58

1,67

2,50

2,67

2,56

2,57

ABR/2016 P-01 6,02 8,07 52,91 0,17 0,05 10,68 5,07 7,44 2,82

P-02 6,16 3,61 49,52 0,14 0,05 10,24 3,64 7,42 1,60

P-03 6,41 7,98 48,52 0,16 0,05 11,03 4,67 6,82 2,58

JUL/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

2,20

6,31

5,90

5,70

5,60

7,22

8,82

7,32

4,45

7,28

7,12

7,16

7,34

2,24

8,08

7,87

8,05

8,16

8,32

2,68

8,53

4,42

8,45

8,32

8,34

8,41

24,45

50,64

49,47

49,69

49,08

60,82

65,79

60,77

45,64

62,23

62,16

57,55

63,16

0,12

0,17

0,16

0,16

0,16

0,08

0,05

0,08

0,05

0,08

0,07

0,07

0,06

0,05

0,05

0,05

0,05

0,05

0,04

0,02

0,03

0,03

0,02

0,02

0,03

0,02

4,34

11,47

10,45

10,48

10,39

12,52

11,71

12,55

7,64

12,44

12,43

12,49

12,62

2,62

4,35

4,36

4,69

4,25

3,69

3,40

3,78

0,27

3,74

3,72

0,07

3,69

4,94

6,88

6,67

6,98

6,70

10,95

12,23

11,06

9,51

11,37

11,20

11,40

11,32

0,07

2,68

2,63

2,54

2,68

2,48

1,70

2,47

1,95

2,56

2,48

2,47

2,52

166

Tabela III - Dados de nutrientes, carbono orgânico dissolvido e mercúrio dissolvido

monitorados nas águas superficiais do município de Três Rios e seu entorno.

CAMPO ID NH4

+ N-

NH4+

.

NO3- N-

NO3-

NT N-

NO2-

PT PO43-

H4SiO4 COD Hg

mg/L ng/L

OUT/2015 P-01 0,12 0,09 2,25 0,51 1,97 0,02 0,11 0,05 3,64 3,51 36,00

P-02 0,11 0,08 5,39 1,22 3,66 0,03 0,30 0,12 4,86 3,19 8,48

P-03 0,16 0,12 2,44 0,55 2,02 0,03 0,14 0,06 3,72 3,58 10,73

JAN/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

0,03

0,11

0,11

0,40

0,10

0,06

0,09

0,12

0,08

0,15

0,04

0,06

0,06

0,02

0,08

0,08

0,31

0,08

0,05

0,07

0,09

0,06

0,12

0,03

0,05

0,04

1,88

2,33

2,32

2,28

2,23

1.54

2,63

1,50

0,84

1,45

1,53

1,52

1,51

0,42

0,53

0,52

0,52

0,50

0,35

0,59

0,34

0,19

0,33

0,34

0,34

0,34

1,70

2,04

1,83

1,83

1,92

-

-

-

-

-

-

-

-

0,04

0,02

0,02

0,02

0,01

0,02

0,06

0,03

0,02

0,03

0,02

0,02

0,02

0,05

0,14

0,12

0,11

0,11

0,10

0,40

0,07

0,05

0,09

0,08

0,09

0,08

0,03

0,06

0,06

0,05

0,05

0,08

0,15

0,07

0,04

0,08

0,05

0,06

0,06

3,94

3,64

3,64

3,56

3,61

5,59

6,26

5,56

5,19

5,39

5,67

4,40

5,70

2,67

3,52

3,22

3,20

3,41

5,24

11,02

4,27

5,11

3,25

5,06

3,33

3,13

27,49

9,28

88,98

5,97

36,18

17,66

38,28

39,62

149,88

40,80

89,13

132,43

99,73

ABR/2016 P-01 0,08 0,06 5,24 0,18 1,28 0,01 0,11 0,05 10,16 4,47 141,68

P-02 0,08 0,06 9,89 2,23 2,27 0,04 0,45 0,15 11,49 3,51 161,98

P-03 0,17 0,13 4,57 1,03 1,31 0,02 0,14 0,06 9,55 4,35 99,33

JUL/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

0,09

0,19

0,10

0,08

0,08

0,02

0,03

0,05

0,03

0,05

0,05

0,05

0,05

0,07

0,15

0,07

0,06

0,06

0,01

0,02

0,04

0,03

0,04

0,04

0,04

0,04

4,52

4,54

6,53

5,00

5,98

5,17

12,94

5,42

4,04

5,30

5,21

5,18

5,89

1,02

1,02

1,48

1,13

1,35

1,17

2,92

1,22

0,91

1,20

1,18

1,17

1,33

0,92

1,20

1,30

0,89

0,77

1,62

3,47

1,57

0,92

1,75

1,72

1,76

1,66

0,01

0,01

0,01

0,01

0,01

0,02

0,12

0,02

0,04

0,02

0,02

0,10

0,02

0,06

0,13

0,12

0,12

0,13

0,11

0,20

0,16

0,06

0,05

0,08

0,06

0,18

0,05

0,06

0,06

0,06

0,03

0,07

0,15

0,06

0,01

0,04

0,05

0,04

0,04

9,19

9,78

9,47

9,47

9,53

8,57

11,49

8,66

8,72

8,60

8,54

8,63

8,72

3,02

4,15

4,04

4,52

3,18

4,02

3,26

3,80

3,35

4,12

4,75

4,19

4,08

204,68

119,13

119,83

95,28

189,63

687,32

935,17

1008,97

481,42

446,32

623,02

465,22

613,67

167

Tabela IV - Dados dos elementos-traço monitorados nas águas superficiais do município

de Três Rios e seu entorno.

CAMPO ID Al V Cr Mn Fe Ni Cu As Se Sr Mo Cd Ba

µg/L

OUT/2015 P-01 21,87 1,29 0,22 24,31 95,57 0,40 1,21 0,29 0,23 38,18 0,67 0,00 22,30

P-02 36,14 1,44 0,13 43,74 170,95 0,78 1,94 0,17 0,15 43,93 0,44 0,01 27,42

P-03 27,64 1,40 0,19 37,38 94,32 0,42 1,50 0,29 0,15 37,07 0,53 0,01 22,31

JAN/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

23,35

27,47

20,11

15,48

26,71

162,12

53,26

66,28

33,55

135,04

127,39

30,87

74,81

0,62

1,32

1,11

0,69

1,31

1,15

1,26

0,84

0,40

1,52

1,40

0,58

0,83

0,20

0,19

0,19

0,14

0,25

0,37

0,20

0,20

0,15

0,31

0,38

0,14

0,22

4,09

19,95

13,12

6,64

14,20

10,13

22,57

10,68

6,47

16,86

10,38

5,31

3,00

230,29

90,30

100,11

54,07

110,13

292,45

158,71

132,25

233,88

243,24

251,89

107,74

179,58

0,32

0,44

0,42

0,23

0,34

2,46

0,54

0,51

0,29

0,55

1,08

0,38

0,60

1,36

1,78

1,68

0,92

1,66

7,74

1,15

1,20

0,72

1,17

2,13

1,19

1,64

0,09

0,27

0,21

0,15

0,24

0,30

0,22

0,22

0,08

0,28

0,29

0,15

0,20

0,08

0,15

0,16

0,12

0,24

0,18

0,20

0,22

0,03

0,21

0,25

0,11

0,16

26,95

38,73

31,47

19,61

38,81

29,09

36,34

24,73

15,87

42,63

42,96

18,46

26,24

0,30

0,80

0,69

0,25

0,48

3,68

0,30

0,94

0,45

0,35

2,66

0,40

1,25

0,02

0,06

0,01

0,00

0,01

0,02

0,01

0,01

0,00

0,01

0,02

0,00

0,01

17,73

23,65

19,11

11,78

23,94

21,18

31,76

19,09

12,22

32,19

31,52

13,38

18,87

ABR/2016 P-01 124,50 0,84 0,42 19,96 306,70 1,16 1,60 0,41 2,09 50,37 0,46 0,38 31,00

P-02 42,16 1,06 0,22 4,59 129,10 0,81 1,98 0,05 0,65 46,16 0,39 0,37 28,60

P-03 145,10 1,10 0,53 18,74 630,70 0,23 1,73 0,05 4,98 49,43 0,41 0,39 31,98

JUL/2016

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

P-01

P-02

P-03

P-04

P-05

P-06

P-08

P-12

21,57

48,04

65,69

109,80

95,10

18,63

33,34

27,46

9,81

18,63

-

33,34

15,69

0,27

0,94

1,05

0,84

0,97

0,67

0,72

0,82

0,39

0,37

-

0,23

0,59

0,23

0,38

0,37

0,40

0,38

0,38

0,35

0,32

0,21

0,24

-

0,34

0,32

1,81

7,44

5,78

5,82

3,63

7,83

14,97

12,94

8,88

6,95

-

2,44

3,37

258,50

298,00

353,40

334,00

323,40

143,60

107,90

114,40

217,00

87,58

-

76,71

191,40

0,00

0,16

0,26

0,00

0,04

0,00

0,00

0,00

0,00

0,00

-

0,00

0,00

0,59

3,84

1,54

1,13

1,12

1,11

1,02

0,94

0,56

0,48

-

0,73

0,98

0,05

0,05

0,00

0,26

0,05

0,05

0,00

0,20

0,26

0,10

-

0,00

0,10

2,09

12,21

2,09

0,00

2,09

0,65

3,54

2,09

2,09

4,98

-

0,65

4,98

25,31

49,59

47,81

47,08

46,40

47,00

45,97

48,41

36,97

35,18

-

24,62

44,72

0,18

0,41

0,35

0,38

0,42

0,40

0,32

0,42

0,29

0,34

-

0,29

0,46

0,46

0,60

0,40

0,37

0,42

0,38

0,35

0,37

0,38

0,35

-

0,40

0,34

15,41

29,78

28,28

30,20

29,17

29,34

27,22

29,85

21,18

21,32

-

14,73

28,16

hidrogeoquÍmica e indicadores de …‡Ão...uff. sdc. biblioteca de pós-graduação em...

Documents