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Modelagem da Qualidade da Água Superficial do Rio Inhandava – RS.
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Mozara Benetti
Modelagem da Qualidade da Água Superficial do Rio
Inhandava - RS
Passo Fundo, 2012.
1
Mozara Benetti
Modelagem Da Qualidade da Água Superficial do Rio
Inhandava- RS
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao
curso de Engenharia Ambiental, como parte dos
requisitos exigidos para obtenção do título de
Engenheiro Ambiental.
Orientador: Prof. Evanisa Fátima Reginato
Quevedo Melo, Drª.
Co- Orientador: Prof .Eduardo Pavan Korf,
Mestre.
Passo Fundo , 2012.
2
Mozara Benetti
Modelagem da Qualidade da Água Superficial do Rio Inhandava -
RS
Trabalho de Conclusão de Curso como requisito parcial para a obtenção do título de Engenheiro
Ambiental – Curso de Engenharia Ambiental da Faculdade de Engenharia e Arquitetura da
Universidade de Passo Fundo. Aprovado pela banca examinadora:
Orientador:_________________________
Evanisa Fátima Reginato Quevedo Melo, Engenheira Agrônoma e Florestal, Doutora.
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Simone Fiori, Engenheira Civil, Mestre.
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Marcelo Henkemeier, Químico Industrial, Doutor.
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Passo Fundo, 12 de novembro de 2012.
3
“O Rio atinge seus objetivos porque aprendeu a contornar obstáculos”
Lao Tsé
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AGRADECIMENTOS
A Deus, pelo dom da vida, por sua presença constante na minha vida, auxiliando-me nas
minhas escolhas e me confortando nas horas difíceis.
Aos meus pais, Dorival e Jurema, e a minha irmã, Debora, por todo amor, carinho e apoio
incondicionais.
A minha orientadora Profª. Evanisa Fátima Reginato Quevedo Melo, pela orientação,
ensinamentos, confiança, amizade e por ter ser tornado uma mãe, durante esses três anos de
convivência.
Ao Co- Orientador Prof. Eduardo Pavan Korf, pelos ensinamentos, paciência, amizade e
compreensão.
Aos colegas de faculdade, em especial as minhas grandes amigas Andreia De Rossi e
Maitê Deon, pelo apoio, companheirismo e sólida amizade que construímos, a qual tenho certeza
que será para sempre!
Aos Engenheiros Ambientais Heberton e Rubens e o colega de faculdade e de pesquisa
Francisco Magro, pelos ensinamentos, ajuda e pela amizade construída nesses anos de trabalho
em grupo.
A todos os meus amigos, pelo apoio, compreensão e momentos de alegria! Em especial
às minhas grandes amigas Érica, Jandiely e Renata pelo apoio, amizade, companheirismo. A
Dona Elice, pelas orações e pelos conselhos, nunca me deixando abater nos momentos difíceis.
Aos Professores do Curso de Engenharia Ambiental, pelos ensinamentos e pela amizade
construída.
Aos Professores Marcelo e Simone, pela participação na Banca Avaliadora.
A Universidade de Passo Fundo, em especial ao Curso de Engenharia Ambiental e a
Faculdade de Engenharia e Arquitetura;
Enfim, a todos que de alguma maneira contribuíram para a execução desse trabalho,
seja pela ajuda ou por uma palavra de amizade!
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RESUMO
A água doce é um dos recursos naturais mais escassos e importantes de todos que constituem a
vida sobre o planeta. A degradação dos recursos hídricos superficiais através da poluição e o
aumento progressivo de consumo tem tornado necessária à busca por fontes alternativas de
abastecimento. Por ser um recurso natural finito, a água é um bem de domínio público, que
precisa ser alocado entre diferentes usos e que tem sua integridade comprometida por fatores
como o desenvolvimento industrial, a urbanização acelerada e o crescimento demográfico.
Considerando essas questões reconhecer e avaliar o potencial dos recursos hídricos locais é
necessário, visto que o Rio Inhandava encontra-se inserido na região norte-nordeste do estado do
Rio Grande do Sul, na região hidrográfica Uruguai e pertence à bacia hidrográfica Apuaê-
Inhandava. O objetivo desta pesquisa foi realizar a modelagem da qualidade das águas
superficiais do Rio Inhandava- RS. Os dados de qualidade foram inventariados através de
estudos já realizados no Rio Inhandava. Como cargas difusas de contribuição foram consideradas
as cargas agrícolas, de dejetos animais e de esgoto doméstico. Para a avaliação da qualidade da
água do Rio Inhandava, foi utilizado o modelo computacional QUAL2Kw. Na análise dos
parâmetros de qualidade de água verificou-se que a maioria dos parâmetros encontra-se de
acordo com a Resolução Conama 357/2005. O modelo calibrado QUAL2Kw, tornou-se um
instrumento para o auxilio na gestão dos recursos hídricos,uma vez que a análise dos resultados
permitiu verificar a autodepuração à jusante do rio em estudo.
Palavras-chaves: Modelagem. Qualidade Ambiental. Qual2kw.
6
ABSTRACT
Fresh water is a scarce natural resource and that are important to all life on the planet. The
degradation of surface water resources through pollution and progressive increase in
consumption has necessitated the search for alternative sources of supply. Because it is a finite
natural resource, water is a public good that needs to be allocated among different uses and has
its integrity compromised by factors such as industrial development, rapid urbanization and
population growth. Considering these issues recognize and evaluate the potential of local water
resources is necessary, since the River Inhandava is inserted in the north-northeastern state of
Rio Grande do Sul, in the Uruguay river basin and watershed belongs to Apuaê-Inhandava. The
objective of this research was to perform the modeling of surface water quality of the River
Inhandava-RS. The data were inventoried quality of studies conducted in Rio were considered
diffuse agricultural loads, animal waste and sewage. To assess the water quality of the Rio
Inhandava, the computer model was used QUAL2Kw. The water quality has been shown, for
most parameters, according to Resolution CONAMA 357/2005. The calibrated model
QUAL2Kw, became an instrument to in the management of water resources, since the analysis
of the results showed the selfpurification in downstream river study.
Key-word: Modeling. Environmental Quality. Qual2kw.
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LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1: Fases do desenvolvimento de modelos de qualidade da água ....................................... 25 Figura 2: Fases para a realização do trabalho. ............................................................................... 34 Figura 3: Localização dos municípios da microbacia hidrográfica do Rio Inhandava. ................ 35 Figura 4: Mapa de localização dos pontos estudados. ................................................................... 36
Figura 5: Ponto 1 de coleta de água. .............................................................................................. 37 Figura 6: Ponto 2 de coleta de água ............................................................................................... 37 Figura 7: Ponto 3 de coleta de água ............................................................................................... 37 Figura 8: Ponto 4 de coleta de água. .............................................................................................. 38 Figura 9: Ponto 5 de coleta de água ............................................................................................... 38
Figura 10: Ponto 6 de coleta de água. ............................................................................................ 38 Figura 11: Ponto 7 de coleta de água. ............................................................................................ 39 Figura 12: Ponto 8 de coleta de água. ............................................................................................ 39
Figura 13: Ponto 9 de coleta de água. ............................................................................................ 39 Figura 14: Ponto 10 de coleta de água. .......................................................................................... 40 Figura 15: Ponto 11 de coleta de água. .......................................................................................... 40 Figura 16: Ponto 12 de coleta de água ........................................................................................... 40
Figura 17: Divisão do Rio Inhandava. ........................................................................................... 44 Figura 18: Precipitação no ano de 2010 em Passo Fundo – RS. ................................................... 57
Figura 19: Variação espacial média da vazão (m³/s). .................................................................... 58 Figura 20: Simulação da vazão ao longo do eixo longitudinal do Rio Inhandava. ....................... 63 Figura 21: Simulação da DBO....................................................................................................... 65
Figura 22: Simulação do oxigênio dissolvido. .............................................................................. 67
Figura 23: Simulaçao do nitrogênio total. ..................................................................................... 71 Figura 24: Simulação do nitrogênio orgânico. .............................................................................. 71 Figura 25: Simulação do nitrogênio inorgânico. ........................................................................... 72
Figura 26: Simulação Fósforo Total. ............................................................................................. 76 Figura 27: Simulação do fósforo orgânico. ................................................................................... 76
Figura 28: Simulação do fósforo inorgânico. ................................................................................ 77 Figura 29: Simulação de coliformes fecais.................................................................................... 79
Figura 30: Simulação do pH. ......................................................................................................... 80
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LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Coordenadas geográficas dos pontos de coleta no Rio Inhandava-RS. ......................... 36 Tabela 2: Dados de qualidade referentes à cabeceira do Rio Inhandava....................................... 48 Tabela 3: Cargas totais de contribuição por dejetos animais das sub-bacias do Rio Inhandava. .. 51 Tabela 4: Cargas totais de contribuição agrícola das sub-bacias do Rio Inhandava. .................... 52 Tabela 5: Cargas totais de contribuição de esgoto doméstico das sub-bacias do Rio Inhandava. 52
Tabela 6: Cargas potenciais de escoamento superficial e de esgoto doméstico. ........................... 53 Tabela 7: Concentração das cargas difusas de escoamento e de esgoto doméstico inseridas na
calibração. ............................................................................................................................... 54
Tabela 8: Dados hidráulicos utilizados na calibração do modelo. ................................................ 55 Tabela 9: Dados de qualidade de água utilizados na calibração do modelo.................................. 56 Tabela 10: Discretização dos trechos distância, elevações e dados hidráulicos. ........................... 59 Tabela 11: Cargas difusas abatidas após calibração do modelo Qual2kw. ................................... 60 Tabela 12: Concentrações difusas abatidas após calibração do modelo Qual2kw. ....................... 61
Tabela 13: Dados de saída de calibração. ...................................................................................... 62
Tabela 14: Porcentagem de Abatimento para a DBO real e abatida. ............................................ 65 Tabela 15: Coeficientes usados na calibração do modelo para Oxigênio Dissolvido. .................. 67
Tabela 16: Concentração de Nitrogênio Orgânico e Nitrogênio Inorgânico e as porcentagens de
abatimento. .............................................................................................................................. 70 Tabela 17: Coeficientes usados na calibração do modelo para N orgânico e inorgânico ............. 72
Tabela 18: Concentração de Fósforo Orgânico e Fósforo Inorgânico real e abatido e a
porcentagem de abatimento. ................................................................................................... 75 Tabela 19: Coeficientes de calibração do Qual2k para fósforo orgânico e inorgânico. ................ 77 Tabela 20: Concentrações reais e abatidas de coliformes e porcentagem de abatimento. ............ 79
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LISTA DE QUADROS
Quadro 1: Valores típicos de dispersão longitudinal. .................................................................... 20 Quadro 2: Evolução dos modelos de qualidade da água. .............................................................. 26 Quadro 3: Parâmetros monitorados para a Qualidade da Água..................................................... 41 Quadro 4: Caracterização dos trechos do Rio Inhandava. ............................................................. 43 Quadro 5: Representação dos trechos simulados. ......................................................................... 45
10
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................. 11 1.1 Objetivo geral..............................................................................................................13 1.2 Objetivos Específicos..................................................................................................13
2 DESENVOLVIMENTO .................................................................................................... 14
2.1 Revisão Bibliográfica..................................................................................................14 2.1.1 Recursos Hídricos no Mundo ............................................................................. 14 2.1.2 Recursos Hídricos no Brasil ............................................................................... 14 2.1.3 Poluição Hídrica e a Gestão dos Recursos Hídricos........................................... 15 2.1.4 As Legislações e Padrões de Qualidade das Águas Superficiais........................ 16
2.1.5 Monitoramento dos Recursos Hídricos .............................................................. 18 2.1.6 Transporte de Massa em Rios ............................................................................. 19 2.1.7 Importância dos Modelos Matemáticos na Gestão dos Recursos Hídricos ........ 21
2.1.8 Tipos de Modelos Matemáticos .......................................................................... 23 2.1.9 Evolução dos Modelos Matemáticos .................................................................. 24 2.1.10 Modelos de Qualidade de Água.......................................................................... 26 2.1.11 Modelo QUAL2Kw ............................................................................................ 31
2.2 Métodos e materiais....................................................................................................34 2.2.1 Caracterização da região de estudo .................................................................... 34
2.2.2 Levantamentos e sistematização de dados.......................................................... 41 2.2.3 Utilização do modelo QUAL2Kw ...................................................................... 42 2.2.4 Definição e Discretização do Trecho a ser Modelado ........................................ 43
2.2.5 Obtenção dos Dados Hidráulicos e de Qualidade da Água ................................ 45
2.2.6 Incorporação de dados no modelo ...................................................................... 46 2.2.7 Inserção dos Dados Monitorados ....................................................................... 55
2.3 Resultados e discussões..............................................................................................57
2.3.1 Aspectos Hidrológicos ........................................................................................ 57 2.3.2 Simulação do Modelo Qual2kw ......................................................................... 58
3 CONCLUSÃO ................................................................................................................... 81 3.1 Sugestões....................................................................................................................81
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..................................................................................... 83
11
1 INTRODUÇÃO
A água doce é um dos recursos naturais mais escassos e importantes de todos que
constituem a vida sobre o planeta, adquirindo valor econômico como patrimônio da humanidade
devendo ser preservada e assumida como um elemento primordial no processo de
desenvolvimento da sociedade.
Porém, a degradação dos recursos hídricos superficiais através da poluição e o aumento
progressivo de consumo tem tornado necessária à busca por fontes alternativas de abastecimento,
e depois pela necessidade da compreensão do meio ambiente de forma mais abrangente, com
base em interações ambientais, sociais, culturais econômicas e políticas, para assim prover de
maneira mais adequada soluções aos problemas existentes.
A preocupação mundial para assegurar o suprimento de água, tanto em termos de
quantidade como qualidade, tem proporcionado reflexões em todas as esferas visando
desencadear ações para a proteção dos recursos hídricos. Entretanto, a poluição que afeta os rios,
lagos e nascentes, seja pela ocupação inadequada ou pelos lançamentos de esgotos domésticos e
industriais sem tratamento, têm dificultado ou inviabilizado o fornecimento para consumo
humano.
A disponibilidade hídrica representa um dos fatores limitantes do desenvolvimento
socioeconômico de uma região. A água, que é um recurso natural finito, é também um bem de
domínio público, que precisa ser alocado entre diferentes usos e que tem sua integridade
comprometida por fatores como o desenvolvimento industrial, a urbanização acelerada e o
crescimento demográfico. Considerando essas questões reconhecer e avaliar o potencial dos
recursos hídricos locais é necessário, visto que o Rio Inhandava encontra-se inserido na região
norte-nordeste do estado do Rio Grande do Sul, na região hidrográfica Uruguai e pertence à
bacia hidrográfica Apuaê-Inhandava, sendo importante fonte de abastecimento público para o
município de Sananduva e local de lazer em no mínimo oito pontos ao longo do rio. Segundo
relatórios da Secretaria do Meio Ambiente do Estado do Rio Grande do Sul, as maiores cargas
poluidoras na bacia onde se encontra o rio provem de efluentes domésticos e suinocultura.
Neste contexto, a utilização da modelagem da qualidade de água pode ser considerada
como uma importante ferramenta a ser utilizada em estudos de enquadramento de rios,
principalmente no que diz respeito ao atendimento às metas progressivas, de acordo com o
estabelecido pela Resolução CONAMA nº 357/05.
12
A gestão de recursos hídricos é a forma pela qual se pretende equacionar e resolver as
questões de escassez relativa dos recursos hídricos, bem como fazer o uso adequado, visando à
otimização dos recursos em benefício da sociedade, e que se realiza mediante procedimentos
integrados de planejamento e de administração (SETTI et al, 2000).
Os modelos podem ser considerados como uma representação simplificada da realidade,
e se dá pelo estabelecimento de hipóteses sobre a estrutura ou sobre o comportamento de um
sistema físico (RODRIGUES, 2005). Segundo BÁRBARA, (2006 apud SILVINO, 2008),
modelos são ferramentas integradoras sem as quais dificilmente se consegue uma visão dinâmica
dos processos que ocorrem em sistemas naturais.
Os modelos de qualidade da água são vínculos essenciais ao gerenciamento, uma vez que
objetivam predizer uma concentração de um determinado poluente no corpo d’água como função
de carga poluidora pontual ou não (ALBERTIN, 2008).
Para a modelagem da qualidade de águas superficiais faz-se necessária à identificação das
fontes de poluição e seus pontos de lançamento nos corpos d’água. Ainda, o conhecimento das
formas de interação existentes entre os processos que acontecem na bacia, com os processos
físicos, químicos e biológicos que ocorrem nos rios. Com a modelagem de determinadas
variáveis de qualidade de água pode-se estimar o limite aceitável de autodepuração desses rios, a
fim de se garantir qualidade condizente com o uso a que eles se destinam e, por conseguinte, sua
real condição de enquadramento (KNAPIK, 2009).
No que se refere à modelagem, a implementação de qualquer representação numérica
demanda calibração, de forma a poder garantir a melhor caracterização da realidade física,
química e biológica. Os coeficientes do modelo regulam o comportamento das equações que
descrevem as variáveis ao longo do tempo e do espaço, bem como as suas interações.
A modelagem da qualidade da água surgiu com o intuito de fornecer informações úteis
sobre mecanismos e interações que justificam os variados comportamentos dinâmicos da água,
constituindo-se uma base racional para tomada de decisões no manejo de recursos hídricos. Onde
é possível explicar algumas propriedades do sistema, principalmente quantificar a capacidade de
autodepuração do corpo hídrico, antevendo assim os impactos decorrentes de uma possível
descarga poluidora. Diante da calibração do modelo ao cenário atual poluidor do Rio Inhandava
– RS pode-se determinar coeficientes cinéticos e de degradação para diferentes parâmetros de
qualidade da água, permitindo, por fim, executar-se a avaliação desse recurso hídrico.
13
1.1 Objetivo geral
Realizar a modelagem da qualidade das águas superficiais do Rio Inhandava- RS.
1.2 Objetivos Específicos
a) Inventariar os dados de qualidade ambiental da água do Rio Inhandava- RS;
b) Determinar a vazão do rio Inhandava- RS;
c) Realizar a calibração do modelo da qualidade das águas superficiais;
14
2 DESENVOLVIMENTO
2.1 Revisão Bibliográfica
2.1.1 Recursos Hídricos no Mundo
Na medida em que cresce a demanda de recursos hídricos no mundo, diminui a
probabilidade do fornecimento de água doce em muitas regiões, como consequência da mudança
climática (UNESCO, 2012). A demanda por água procede basicamente de quatro atividades,
agricultura, produção de energia, usos industriais e consumo humano, sendo que a agricultura e a
pecuária fazem uso intensivo de água. Somente a agricultura responde por 70% da quantidade
total de água utilizada pelo conjunto de atividades agrícolas, municipais e industriais (incluindo a
produção de energia).
Calcula-se que a população urbana mundial deva aumentar de 3,4 bilhões para 6,3
bilhões de pessoas, no período entre 2009 e 2050. Quase um bilhão de pessoas não têm acesso a
fontes tratadas de água potável, e o número de pessoas que não têm acesso à água corrente nas
cidades é maior hoje do que ao final dos anos 1990 (UNESCO, 2012).
A disponibilidade de água também é determinada por sua qualidade. As águas
contaminadas não podem ser utilizadas como água potável, nem para o banho, tampouco para
usos industriais ou agrícolas. Elas prejudicam a saúde humana e degradam os serviços derivados
dos ecossistemas. Estima-se que 80% das águas residuais do mundo não sejam recuperadas nem
recebam tratamento, e que os núcleos populacionais sejam as principais fontes de contaminação.
Os custos econômicos da má qualidade da água nos países do Oriente Médio e do Norte da
África se situam entre 0,5% e 2,5% de seus PIBs (UNESCO, 2012).
2.1.2 Recursos Hídricos no Brasil
A idéia de que a água é abundante está sendo substituída pela percepção de que ela é
limitada e dotada de valor econômico. A escassez e a poluição descontrolada trouxeram a
15
necessidade de medidas de controle, reparo e preservação dos recursos hídricos e, para suprir
essa necessidade, as pesquisas na área de gestão hídrica se inovam a cada dia.
Embora a disponibilidade hídrica de uma região seja muito superior à demanda, o
estabelecimento de um limite superior para a concessão de outorgas torna-se recomendável.
O Brasil é um dos países mais beneficiados em termos de disponibilidade de água doce
do mundo, dispondo de uma ampla rede fluvial. A produção hídrica brasileira, considerando o
volume de escoamento anual médio dos rios em território nacional, está estimada em 168.790
m3/s. Levando-se em conta a vazão produzida pela bacia amazônica fora do território brasileiro,
a disponibilidade total alcança 257.790 m3/s, aproximadamente 18% do potencial de superfície
do planeta (SETTI, 1998, apud PRZYBYSZ, 2007).
Analisando a demanda de água para consumo humano, pode-se observar que a mesma
varia de estado para estado (SNIS, 2002). Os estados que apresentam maiores consumos médios
per capita de água são Rio de Janeiro, Espírito Santo e Distrito Federal, com 219,00, 194,03 e
193,29 L/hab/dia, respectivamente. O Estado com menor consumo per capita é o Amazonas com
51,13 L/hab/dia.
2.1.3 Poluição Hídrica e a Gestão dos Recursos Hídricos
A gestão de recursos hídricos pressupõe a compatibilização entre atender as demandas
advindas dos usos múltiplos e administrar conflitos gerados entre os usuários. Para a boa gestão
de recursos hídricos, é preciso implantar instrumentos que assegurem a qualidade adequada e
quantidade suficiente para atendimento a todos os usos previstos na bacia (PRYBYZY, 2007).
A gestão de recursos hídricos é a forma pela qual se pretende equacionar e resolver as
questões de escassez relativa dos recursos hídricos, bem como fazer o uso adequado, visando à
otimização dos recursos em benefício da sociedade, e que se realiza mediante procedimentos
integrados de planejamento e de administração (SETTI et al, 2000).
O Gerenciamento de Bacias Hidrográficas é o instrumento que orienta as ações do poder
público e da sociedade, em longo prazo, para o controle do uso de recursos ambientais naturais,
econômicos e socioculturais, na área delimitada por uma bacia hidrográfica, com vistas ao
desenvolvimento sustentável (FILHO, 2010).
16
2.1.4 As Legislações e Padrões de Qualidade das Águas Superficiais
A história da gestão da água no Brasil é considerada recente, mesmo levando-se em
consideração alguns ensaios datados de 1891, com a primeira Constituição Republicana que
fazia menção indireta aos usos de recursos hídricos através da navegação relacionada ao
comércio internacional.
Em relação à preservação do Meio Ambiente, e com isso a preservação dos Recursos
Hídricos, a Carta Magna, que em seu artigo 225, impõe ao poder público e à coletividade o dever
de preservar e proteger o meio ambiente para as presentes e as futuras gerações. A divisão das
águas nacionais encontra-se entre as que integram o domínio da União e as que pertencem aos
Estados e ao Distrito Federal.
Em 08 de Janeiro de 1997 foi sancionada a Política Nacional de Recursos Hídricos
(PNRH), através da Lei nº 9.433. Esta Política demonstra a importância da água e reforça seu
reconhecimento como elemento indispensável a todos os ecossistemas terrestres, bem como
dotado de valor econômico, além de estabelecer que sua gestão deva ser estruturada de forma
integrada, com necessidade da efetiva participação social (PNRH, 2006).
De acordo com a Lei Federal N. 9.433/97, a PNRH estabelece seis instrumentos para
gestão dos recursos hídricos: planos de recursos hídricos; enquadramento dos corpos d’água
segundo seus usos preponderantes; outorga dos direitos de usos dos recursos hídricos; cobrança
pelo uso dos recursos hídricos; compensação a municípios; sistema de informação sobre recursos
hídricos.
Os planos de recursos hídricos visam fundamentar e orientar a implementação da Política
Nacional de Recursos Hídricos. Devem buscar uma visão de longo prazo, compatibilizando
aspectos quantitativos e qualitativos da água.
O enquadramento dos corpos de água se caracteriza como um instrumento de
planejamento, que visa indicar as metas de qualidade das águas a serem alcançadas em uma
bacia hidrográfica, em determinado período. Trata da definição da compatibilidade da qualidade
da água e seus usos, buscando a minimização dos impactos (PNRH, 2006).
A outorga de direito de uso de recursos hídricos é o instrumento que assegura a
disponibilidade de água respeitando os critérios qualitativos para os diversos usos. Configura-se
como ato administrativo pelo qual a autoridade outorgante concede ao outorgado o direito de uso
do recurso hídrico, por prazo determinado, de acordo com os termos e condições expressas no
ato. Segundo Kelman (apud MACHADO, 2001) a outorga visa dar garantia ao usuário
17
outorgado quanto à disponibilidade de água, como insumo básico de processo produtivo. A
outorga tem valor econômico para quem a recebe, na medida em que oferece garantia de acesso a
um bem limitado.
A cobrança pelo uso da água visa incentivar o uso racional e reconhecer a água como um
recurso natural dotado de valor econômico. Não é considerado como um instrumento inovador,
pois a cobrança pelo uso de recursos hídricos já estava prevista no Código das Águas de 1934,
em seu artigo 3º, parágrafo 2º – “o uso comum das águas pode ser gratuito ou retribuído,
conforme as leis e regulamentos da circunscrição administrativa a que pertencem” (PNRH,
2006).
O Ministério do Meio Ambiente, através do Conselho Nacional do Meio Ambiente, na
Resolução CONAMA n° 357, de 17 de março de 2005, que “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” (BRASIL, 2005),
retrata que existem parâmetros aceitáveis para os diferentes usos da água, desde o consumo
humano até águas para recreação ou atividades esportivas.
Tal legislação está baseada em normatizações estabelecidas nos países desenvolvidos e
que em muitos casos possuem características socioculturais e econômicas completamente
distintas das encontradas no Brasil.
Segundo a Resolução CONAMA 357/2005, os corpos de água foram classificados em
nove categorias, sendo cinco classes de água doce (salinidade <0,5‰), duas classes salinas
(salinidade superior a30‰) e duas salobras (salinidade entre 0,5 e 30‰). A classe "especial" é
apta para uso doméstico sem tratamento prévio, enquanto o uso doméstico da classe IV é restrito,
mesmo após tratamento, devido à presença de substâncias que oferecem risco à saúde humana. A
classificação padronizada dos corpos de água é realizada com base nos usos preponderantes e
possibilita que se fixem metas para atingir níveis de indicadores consistentes com a classificação
desejada (MERTEN & MINELLA, 2002).
O Ministério da Saúde, através da Portaria n.º 518, de 25 de março de 2004, “estabelece
os procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e vigilância da qualidade da água
para consumo humano e o seu padrão de potabilidade, e dá outras providências” (BRASIL,
2004) e também trata de indicadores de qualidade de água, sendo que esta legislação igualmente
segue regulamentações internacionais desenvolvidas para diferentes situações.
A Portaria n.º 518/2004 estabelece, em seus capítulos e artigos, as responsabilidades por
parte de quem produz a água, no caso, os sistemas de abastecimento de água e de soluções
alternativas, a quem cabe o exercício de controle de qualidade da água e das autoridades
18
sanitárias das diversas instâncias de governo, a quem cabe a missão de vigilância da qualidade da
água para consumo humano. Também ressalta a responsabilidade dos órgãos de controle
ambiental no que se refere ao monitoramento e ao controle das águas brutas de acordo com os
mais diversos usos, incluindo o de fonte de abastecimento de água destinada ao consumo
humano.
Além dessas legislações, há ainda a regulação aplicada pelo Conselho Estadual do Meio
Ambiente (CONSEMA) através da Resolução nº. 128, de 24 de novembro de 2006 que “dispõe
sobre a fixação de Padrões de Emissão de Efluentes Líquidos para fontes de emissão que lancem
seus efluentes em águas superficiais no estado do Rio Grande do Sul” (CONSEMA, 2006). Esta
resolução vem pela necessidade de preservar a qualidade ambiental, de saúde pública e dos
recursos naturais, quanto ao lançamento de efluentes líquidos em águas superficiais no Estado do
Rio Grande do Sul e pela necessidade de redução progressiva da carga poluidora lançada nos
recursos hídricos.
O Ministério da Saúde publicou em 12 de dezembro de 2011 a Portaria nº 2.914 que
dispõe sobre os procedimentos de controle e de vigilância da qualidade de água para consumo
humano e seu padrão de potabilidade, revogando dessa forma a Portaria nº 518, de 25 de março
de 2004 (BRASIL, 2011).
Entretanto, nota-se a dificuldade em se fazer cumprir essa e as demais legislações em
vigor. Isso talvez ocorra pelo fato de não se conhecer profundamente as leis, bem como por não
se saber quais parâmetros são confiáveis ou se encaixam na situação vivenciada.
2.1.5 Monitoramento dos Recursos Hídricos
O monitoramento é um dos pilares de qualquer processo de gerenciamento, assegurando
o acompanhamento das pressões antrópicas, do estado da água e ambientes aquáticos e das
respostas ou resultados do sistema de gestão em termos de decisões e ações efetivas no controle
dos recursos hídricos (MAGALHÃES, 2010).
A maioria dos ecossistemas aquáticos são simultaneamente afetadas por fatores relativos
à distribuição espacial das fontes pontuais de contaminação assim como pelos processos
distribuídos no tempo ocasionados pelas fontes não pontuais, o que dificulta a interpretação dos
resultados de qualidade de água (PEREIRA, 2007).
19
A importância do monitoramento das redes hidrográficas se dá pela rápida identificação
das alterações ambientais dos ecossistemas aquáticos, tais como: identificação imediata nas
modificações das propriedades físicas e químicas da água; detecção precisa da variável
modificada e determinação das concentrações alteradas fazendo assim com que as fontes de
poluição sejam facilmente identificadas (FUZINATTO, 2009).
As micro-bacias, sendo um sistema natural de drenagem, representam as interconexões de
todos os corpos de água e se constituem na ferramenta ideal de distribuição dos locais de
amostragem. Estes pontos de monitoramento podem ser estabelecidos na forma de uma base fixa
contínua, para atender necessidades específicas ou, em forma temporária ou sazonal.
A atividade de monitoramento deve sempre relacionar os dados de qualidade e
quantidade, ou seja, deve permitir análise conjunta de remoção de carga e vazão de referência,
sendo de fundamental importância para a atualização e confiabilidade dos dados relacionados à
qualidade e quantidade da água, bem como na formação de base de informações que permitam
uma adequada gestão de recursos hídricos (PRZYBYSZ, 2007).
Segundo (PORTO et al., 2006), o monitoramento dos parâmetros de qualidade e
quantidade devem ser efetuados de forma contínua e periódica de modo a permitir a construção
de um banco de dados que avalie conjuntamente esses dois aspectos.
2.1.6 Transporte de Massa em Rios
Segundo Silvino (2008) a variação de um constituinte num sistema hídrico depende da
advecção, difusão e dispersão que ocorre no fluxo, representada na Equação 1 do transporte a
seguir, onde os termos a direita trata da dispersão, advecção, reações e interações, fontes
externas, respectivamente:
Equação 1
A advecção consiste no movimento das partículas com fluxo unidirecional, em que a
substância a ser transportada não perde sua identidade (CHAPRA, 2004). No caso de rios, o
processo de advecção move os constituintes de montante para jusante, com o resultado do
20
movimento do próprio líquido. Nos rios a advecção é um dos principais mecanismos de
transporte de constituintes (CHAPRA, 2004; SILVINO, 2008).
A difusão refere-se ao movimento da massa devido ao movimento aleatório do líquido ou
à mistura. Este transporte causa o espalhamento do constituinte ao longo do tempo, com um
desprezível movimento do seu centro de massa. Numa escala microscópica, a difusão molecular
resulta do movimento aleatório browniano das moléculas de água. Numa escala maior, um
movimento aleatório também ocorre causado pela difusão turbulenta. Ambas têm a tendência de
minimizar diferenças de concentração pelo fato de moverem a massa de regiões de alta
concentração para regiões de baixa concentração (CHAPRA, 1997; VON SPERLING, 2007).
Em várias situações na modelagem de qualidade de água faz-se necessário que se leve em
consideração o fluxo disperso, de forma a permitir uma melhor estimativa do espalhamento dos
poluentes lançados nos rios.
A determinação experimental do coeficiente de dispersão em um corpo d’água é feita por
meio de estudos com traçadores, que embora mais realísticas, necessitam de tempo e
disponibilidade financeira, além de refletirem apenas as condições de dispersão no local e época
da medição (VON SPERLING, 2007).
De acordo com Von Sperling (2007), existem vários métodos analíticos para
determinação do coeficiente de dispersão, mas nem todos são capazes de estimar o coeficiente
igualmente bem, já que as condições reais nos cursos d’água podem variar amplamente das
assumidas numa dada equação analítica. Segundo o mesmo autor na maior parte dos rios, o
principal mecanismo de transporte é o advectivo, e a dispersão longitudinal tem uma influência
pequena ou desprezível. No entanto, em situações particulares pode ser justificável a
incorporação deste mecanismo de transporte.
No Quadro 1 são apresentados os valores típicos de coeficientes de dispersão
longitudinal.
Quadro 1:Valores típicos de dispersão longitudinal.
Corpos d’água Coeficiente de Dispersão (m²/h)
Pequenos cursos d’água 10¹ a 10³
Cursos d’água maiores e rios 10³ a 105
Fonte: VON SPERLING, 2007.
21
2.1.7 Importância dos Modelos Matemáticos na Gestão dos Recursos Hídricos
Muitos dos fatores que influenciam a quantidade da água na bacia, também afetam a
qualidade da água. A gestão dos recursos hídricos visa à redistribuição, no espaço e no tempo, da
água para atender as necessidades quali-quantitativas da sociedade numa certa região.
Libânio et al (2005) profere que a nova visão de gerenciamento enfatiza a importância
dos assuntos situados entre as áreas de recursos hídricos e de saneamento ambiental. Entre esses
assuntos destacam-se as intervenções ao controle da poluição hídrica difusa (drenagem e
disposição de resíduos sólidos entre outras). Esse processo de poluição ocorre, principalmente,
devido à macrodrenagem das cidades e do meio rural (TUCCI et al, 2001). A qualidade da água
está fortemente ligada à saúde pública e aos serviços públicos de abastecimento de água e de
esgotamento sanitário. A falta desses serviços causa graves consequências aos seres humanos,
sendo a água uma das principais vinculadoras de doenças.
A proliferação de doenças ocorre pela ausência de serviços de esgotamento sanitário,
obrigando a população a escolher outras formas de eliminar seu esgoto doméstico. Desta forma,
a população descarta o esgoto (muitas vezes sem tratamento prévio) na rede pluvial ou nos rios e
arroios, ou ainda, diretamente no solo. Esse tipo de procedimento acarreta muitos problemas à
própria população, diminuindo sua qualidade de vida.
O consumo de água contaminada, nos países em desenvolvimento, é responsável por um
número estimado de 80% de todas as moléstias e mais de um terço dos óbitos, e, em média, até
um décimo do tempo produtivo de cada pessoa é perdido devido a doenças relacionadas à água
(MORAES e JORDÃO, 2002).
Os modelos matemáticos são instrumentos originalmente desenvolvidos para auxiliar na
solução de problemas. Não obstante, além de serem utilizados para ajudar na minimização de
problemas de poluição, eles possibilitam compreender o meio ambiente e visualizá-lo integrado,
pois os modelos matemáticos associam as informações físicas, químicas e biológicas (CHAPRA,
1997).
Os modelos são cada vez mais reconhecidos como instrumentos úteis para simular
processos de gestão das águas e constantemente refinados e atualizados, para encontrar soluções
de problemas novos e emergentes da poluição de água superficial (BOCKELMANN et al, 2004;
RAUCH et al, 1998).
22
Os modelos de gerenciamento da qualidade da água são comumente utilizados para
prever o impacto causado pela adoção de uma ou outra alternativa de gestão e para mostrar a
importância de ser ter grande quantidade de dados precisos (ALBERTIN,2008).
Os modelos matemáticos são técnicas que permitem representar propostas alternativas e
simular condições reais que poderiam ocorrer dentro de uma faixa de incertezas, inerentes ao
conhecimento técnico-científico. O modelo matemático de qualidade da água é uma importante
ferramenta de simulação, onde o conhecimento torna-se essencial para que as proposições e os
resultados sejam representativos e coerentes com a realidade (TUCCI, 1998).
Segundo Rosman (2005 apud BÁRBARA, 2006), modelos são “ferramentas integradoras
sem as quais dificilmente se consegue uma visão dinâmica dos processos que ocorrem em
sistemas naturais”.
A modelagem matemática da qualidade da água surge neste contexto como uma
ferramenta de extrema importância no processo de gestão de uma bacia, uma vez que esta pode
auxiliar na escolha de alternativas de manejo, tendo em vista a resposta do modelo a diferentes
descargas de resíduos (RODRIGUES, 2005).
Cox (2003, apud BÁRBARA, 2006), realizou um estudo comparativo entre vários
modelos utilizados para a modelagem da qualidade da água de rios, chegando à conclusão que
todos possuem limitações em graus diferentes, e que as mesmas devem ser levadas em conta,
caso se pretenda fazer interpretações significativas dos resultados obtidos com as modelagens.
Pois os mesmos foram concebidos para situações específicas, permitindo compreender que
nenhum é, portanto, completo para todas as funcionalidades requeridas.
Os modelos de qualidade da água são formados por uma gama de expressões matemáticas
que definem os processos físicos, químicos e biológicos que ocorrem no corpo d’água. A maioria
deles em equações de conservação de quantidade de movimento e massa. Dada uma
variável de qualidade particular de interesse e os processos que a afeta, o balanço de massa pode
ser desenvolvido e constara de três fenômenos fundamentais: a entrada do constituinte no
volume de controle e as reações ocorridas que resultam no aumento ou decaimento da
concentração do constituinte.
A entrada de poluentes advém de processos naturais e despejo de esgoto doméstico,
efluentes industriais ou atividades agrícolas, na forma de poluição pontual ou difusa. Os
processos de transporte descrevem os movimentos de poluentes através dos fenômenos de
difusão, dispersão e advecção e são dependentes das características hidrológicas e
hidrodinâmicas do corpo d’água. Quando os poluentes são não conservativos, as reações
23
cinéticas expressam quão rapidamente se dá o consumo do reagente e a formação do produto
(ALBERTIN, 2008).
Os poluentes podem ser usados para avaliar condições no estado estacionário ou
dinâmico. Sendo que no estado estacionário as condições são mais simples e pertinentes. As
suposições referentes à mistura dos poluentes ditam a dimensão espacial do modelo (LOUCKS,
STEDINGER, HAITH, 1981 apud ALBERTIN, 2008).
A modelagem do processo de autodepuração de um manancial passa pela compreensão e
equacionamento de complexos fenômenos, que estão em constante interação com os parâmetros
de Oxigênio Dissolvido (OD) e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), condição esta, que é
explorada por muitos modelos cuja estruturação fundamenta-se na aplicação do princípio do
balanço de massa para estes parâmetros (LIMA, 1997).
2.1.8 Tipos de Modelos Matemáticos
Os modelos matemáticos podem ser classificados sob diferentes aspectos:
a) Quanto ao tipo de variáveis utilizadas na modelagem: estocásticos ou
determinísticos;
b) Quanto ao tipo de relações entre essas variáveis: empíricos ou conceituais;
c) Quanto à forma de representação dos dados: discretos ou contínuos;
d) Quanto à existência ou não de relações espaciais: pontuais ou distribuídos;
e) Quanto à existência de dependência temporal: estáticos ou dinâmicos.
Os modelos são considerados determinísticos quando estimam valores médios dos vários
índices de qualidade de água gerando apenas uma resposta, no caso dos modelos estocásticos
pelo menos uma das variáveis tem comportamento aleatório, contemplando variabilidade tanto
nos dados de entrada quanto na predição do modelo (TUCCI, 2005; SILVA, 2006).
Os modelos são empíricos, quando utilizam relações baseadas em determinações
experimentais, são modelos simples, porém não permitem simulações de mudanças em
condições para os quais o modelo não previu. Por outro lado, os modelos conceituais são mais
complexos que os empíricos, pois procuram descrever todos os processos que envolvem
determinado fenômeno estudado (RENNÓ e SOARES, 2000; TUCCI, 2005).
Os modelos são considerados contínuos quando os fenômenos são contínuos no tempo,
enquanto que nos modelos discretos as mudanças de estado ocorrem em intervalos discretos
24
(TUCCI, 2005). Segundo Rennó e Soares (2000), apesar dos fenômenos naturais variarem
continuamente no tempo, na maioria das vezes, estes fenômenos são representados por modelos
discretos.
Os modelos pontuais consideram que todas as variáveis de entrada e saída são
representativas de toda a área estudada, isto é, desconsidera a variabilidade espacial; geralmente,
estes modelos utilizam somente o tempo como variável independente. Enquanto que, os modelos
distribuídos consideram a variabilidade espacial encontrada nas diversas variáveis do modelo
(RENNÓ e SOARES, 2000; TUCCI, 2005).
Os modelos são considerados estáticos quando, com um conjunto de dados de entrada
produz-se um resultado oriundo da resolução da equação do modelo em um único espaço de
tempo, ou seja, não existem variações ao longo do tempo. Já modelos dinâmicos utilizam o
resultado de uma interação como entrada para a próxima interação, considerando então, as
variações em função da distância e do tempo (CHRISTOFOLETTI, 1999; RENNÓ e SOARES,
2000; OLIVEIRA, 2004).
2.1.9 Evolução dos Modelos Matemáticos
Antigamente, o uso da modelagem matemática era limitado devido à dificuldade de se
encontrar soluções analíticas para resolver os sistemas de equações diferenciais ordinárias. No
entanto, nos últimos setenta anos a evolução dos modelos matemáticos de qualidade de água vem
ocorrendo em função dos avanços dos métodos numéricos e computacionais do surgimento de
novos problemas ambientais e incorporação de novos processos físicos, químicos e biológicos
(SILVA, 2006).
As técnicas de modelagem de qualidade de água vêm sendo aprimoradas desde a sua
origem com o modelo desenvolvido por Streeter e Phelps (1925) no trabalho denominado “O
estudo da poluição e purificação natural do Rio Ohio”. Esse modelo considera o escoamento
permanente uniforme e simula os parâmetros DBO (Demanda Biológica de Oxigênio) e OD
(Oxigênio Dissolvido). O modelo Streeter-Phelps representa o marco dos modelos que posterior
e atualmente vem sendo aperfeiçoado. (STREETER e PHELPS, 1925; CHAPRA, 1997; TUCCI,
1998).
25
Segundo Chapra (1997), os avanços na modelagem podem ser divididos em quatro
estágios temporais (Figura 1), na qual estão intimamente ligadas às preocupações da sociedade
em relação ao meio ambiente e à evolução das capacidades computacionais.
Figura 1:Fases do desenvolvimento de modelos de qualidade da água
Fonte: CHAPRA (1997).
Na década de 1970, com o surgimento do movimento ecológico, houve um aumento na
preocupação com o meio ambiente. Problemas como eutrofização dos recursos hídricos,
tornaram necessária a criação de modelos que incluíssem em suas simulações os mecanismos
característicos dos processos biológicos (CHAPRA, 1997; SILVA, 2006).
Outra avaliação da evolução dos modelos é feita por Romeiro (2003), apresentada no
Quadro 2. A linha do tempo estabelecida pelo autor reforça a proposta estabelecida por Chapra
(1997), ressaltando a forma abrangente com que os modelos passaram a descrever os ciclos do
nitrogênio (N), fósforo (P) e carbono (C).
26
Quadro 2:Evolução dos modelos de qualidade da água.
2000 – 2007 Aplicações de modelos usando
estratégias numéricas
Década de 90 Novas ferramentas matemáticas
Década de 80 Conhecimentos mais específicos do
Ecossistema
Década de 70 Modelos para simular eutrofização e
Modelos para rios mais complexos
Década de 60 Fundamentação e direção de trabalhos
para o desenvolvimento de uma ampla classe de
modelos
Década de 50 Modelos para rios
Década de 40 Modelos empíricos de nutrientes
1925 Streeter-Phelps
Adaptado de ROMERO (2003).
Entre os anos de 1980 a 1995, ocorreu uma rápida expansão dos modelos. Neste período,
os modelos utilizavam um maior número de constituintes de qualidade de água, apresentando
módulos hidrodinâmicos capazes de realizar simulações multidimensionais, considerando os
processos de interação entre os sedimentos e a coluna de água e aceitando contribuições de
cargas difusas (THOMANN, 1998 apud SILVA, 2006).
Atualmente, os modelos de qualidade da água relacionam as interações que ocorrem entre
qualidade do ar, qualidade da água e bacia hidrográfica (SILVA, 2006).
2.1.10 Modelos de Qualidade de Água
Segundo Tucci (1998), os modelos de qualidade da água são cada vez mais utilizados
por gestores como auxílio à tomada de decisão. Desta forma, a escolha de um modelo
matemático depende:
a) das características do sistema a ser simulado;
b)do nível de precisão desejado em função dos objetivos do projeto;
27
c) dos dados disponíveis;
d) da disponibilidade de metodologia para representar os processos identificados.
Existem diversos modelos para simulação da qualidade da água, sendo que neste
trabalho serão citados apenas os mais utilizados.
2.1.10.1 CE-QUAL-ICM
O modelo CE-QUAL-ICM pode ser aplicado em uma, duas ou três dimensões e deve ser
ligado a um modelo hidrodinâmico. O modelo inclui processos detalhados de qualidade da água
para temperatura, salinidade, balanço de OD/carbono, ciclos de nitrogênio, fósforo e sílica, e
interações de fitoplâncton, zooplâncton, bactérias e sedimentos (BITTENCOURT, 1997).
2.1.10.2 CE-QUAL-RIVI
O modelo CE-QUAL-RIVI é um modelo hidrodinâmico unidimensional e de qualidade
da água usado, o qual simula a variação longitudinal de córregos e rios, com barragens ou outras
estruturas. O transporte de poluentes por advecção e dispersão é ligado à hidrodinâmica. Esse
modelo simula as variações de temperatura, DBO, OD, nutrientes, algas, bactérias e outras
variáveis (LEA, 2012).
2.1.10.3 CE-QUAL-W2
O CE-QUAL-W2 é um modelo bidimensional vertical hidrodinâmico e de qualidade da
água. Este modelo faz a simulação da variação longitudinal e as condições de profundidade para
reservatórios, rios e tributários, lagos e estuários. O modelo simula parâmetros de temperatura,
sólidos suspensos inorgânicos, fosfato, amônio, nitrato/nitrito, DBO, OD, alcalinidade, algas,
bactérias, entre outras variáveis (N-STEPS, 2012).
28
2.1.10.4 - Hydrologic Simulation Program – Fortran (HSPF)
Este modelo pode ser usado tanto para simulação de cargas, quanto, para corpos hídricos
receptores, incluindo rios, córregos e lagos e reservatório bem misturados. Pode ser aplicado
para qualquer tamanho de carga, sendo usado predominantemente em áreas rurais ou áreas com
uso misto do solo (urbano/rurais).
O HSPF é um modelo continuo de simulação, conduzido por dados meteorológicos,
tipicamente considerando o espaço de tempo de uma hora. O modelo simula a hidrologia
completa da carga, bem como, o destino e o transporte de uma variedade de poluentes, dos
processos de superfície da terra, run-off , o destino e transporte nos trechos do rio. Organizado
em módulo de poluentes, ele simula os traços conservativos do rio, sedimentos, pesticidas,
nutrientes e os constituintes gerais da água (N-STEPS, 2012).
2.1.10.5 SIMOX - Dissolved Oxygen Simulation Model
O modelo SIMOX inclui OD/DBO, bactéria e substâncias conservativas, a versão mais
recente também inclui decaimento de primeira ordem de nitrogênio e fósforo para representar
sedimentação, absorção e transformação (BITTENCOURT, 1997).
2.1.10.6 WASP - Water Analysis Simulation Program
O Programa de Simulação de Análise da Água foi desenvolvido para simular os
processos hidrodinâmicos, de destino e transporte de contaminantes. É baseado em aproximações
e pode ser aplicado em uma, duas ou três dimensões. A simulação do modelo inclui temperatura,
DBO, OD, nutrientes, eutrofização, bactérias e outras variáveis. Os processos de advecção,
dispersão, cargas pontuais e difusas e as trocas limites são representados pelo modelo
(BITTENCOURT, 1997; N-STEPS, 2012).
29
2.1.10.7 SWAT 2000 – Soil and Water Assessment Tool 2000
Modelo desenvolvido para prever os impactos das práticas de gerenciamento do solo em
relação à água, sedimentos, agrotóxicos em grandes cargas complexas, com variação de solos,
uso da terra e condições de manejo ao longo de vários períodos. É um modelo de tempo
contínuo, que requer como dados de entrada informações específicas sobre o tempo,
propriedades do solo, topografia, vegetação e práticas de manejo do solo compreendidas pela
carga (N-STEPS, 2012).
2.1.10.8 AQUATOX
Modelo de ecossistema baseado na simulação da transferência de biomassa e de produtos
químicos de um compartimento do ecossistema para outro. Ele faz essa simulação computando
simultaneamente os processos químicos e biológicos ao longo do tempo. O modelo AQUATOX
prevê não somente o destino das substâncias químicas nos ambientes aquáticos, como também os
efeitos diretos e indiretos nos organismos residentes do meio. Com o modelo é possível
relacionar os parâmetros de causa-efeito entre a qualidade química da água, o ambiente físico e a
biota aquática (N-STEPS, 2012).
2.1.10.9 QUAL2E (Q2E)
O modelo Q2E é um modelo unidimensional de estado permanente, o qual realiza
simulações de impactos na qualidade da água proveniente de cargas pontuais, incluindo os ciclos
de nitrogênio e fósforo, DBO, OD, algas, coliformes fecais, temperatura e outras substâncias
conservativas e não-conservativas (N-STEPS, 2012).
Este modelo é baseado na solução de equações diferenciais finitas de advecção-dispersão.
Ele é capaz de simular 15 constituintes, com o cálculo de ciclos detalhados de Oxigênio
Dissolvido/Demanda Bioquímica de Oxigênio (OD/DBO) e nutrientes, suportando entradas de
30
descargas por fontes pontuais e difusas (RODRIGUES e PORTO, 1999; ZEILHOFER et al,
2003).
2.1.10.10 QUAL2K (Q2K)
É um modelo utilizado para simular a qualidade da água de rios e córregos, sendo uma
versão moderna do Q2E, pois envolve alguns parâmetros adicionais, como conversão da
mortandade de algas em DBO, desnitrificação e alteração do OD causada por plantas fixas (EPA,
2009).
De acordo com Sardinha et al (2008), o modelo se baseia em equações diferenciais
ordinárias para sistemas unidimensionais e de fluxo constante, ou seja, a concentração do
material em estudo é homogênea numa mesma seção transversal.
De acordo Salvai e Bezdan (2008) o modelo exige como dados de entrada:
a) Características geográficas do local: longitude e latitude, fuso horário, declividade e
altitude;
b) Parâmetros físico-químicos e biológicos do canal;
c) Características meteorológicas: temperatura, ponto de orvalho, nebulosidade, sombra e
velocidade do vento;
d) Características hidráulicas do canal: elementos morfológicos (largura e profundidade),
coeficiente de rugosidade de manning, curva chave-vazão, vazão, etc.
2.1.10.11 QUAL2Kw
O modelo QUAL2Kw considera o rio como um sistema unidimensional, admitindo que a
emissão de um poluente ficaria instantaneamente misturada ao longo da secção transversal do
rio. Em termos de qualidade de água, o resultado é que a previsão de concentrações médias de
poluentes no rio é muito menor do que as coletadas no ponto de descarga do efluente.
31
2.1.11 Modelo QUAL2Kw
O modelo QUAL2Kw é uma ferramenta de suporte usada na simulação da qualidade da
água em correntes e rios. A ferramenta de suporte inclui um algoritmo genético para facilitar a
calibração do modelo em aplicação a corpos de água específicos. O algoritmo genético é
utilizado para encontrar a combinação dos parâmetros cinéticos e das constantes do modelo que
melhor descrevem os dados observados.
O modelo QUAL2Kw mantém ainda alguns dos aspectos do modelo QUAL2E,
tais como:
a) Unidimensionalidade: O canal é perfeitamente agitado vertical e lateralmente.
b) Hidráulica de estado constante: Caudal não uniforme é simulado;
c) Balanço térmico diário: O balanço térmico é simulado como função da
meteorologia numa escala de tempo diária;
d) Cinética da qualidade de água diária: Todas as variáveis da qualidade da água são
simuladas numa escala de tempo diária;
e) Entrada de calor e de massa: As cargas pontuais e difusas são simuladas, assim
como as extrações.
O modelo QUAL2Kw é executado dentro do ambiente de Microsoft Windows,
programado a linguagem macro de Windows: Visual Basic para Aplicações (VBA) e usa o Excel
como a interface gráfica do utilizador. Ainda apresenta a possibilidade de segmentar o rio em
trechos desigualmente espaçados. Além disso, múltiplas fontes de poluição, pontuais ou
dispersas e extrações podem ser introduzidas em qualquer trecho do rio.
O QUAL2Kw usa duas formas de matéria carbonácea para representar o carbono
orgânico, sendo estas a oxidação lenta (DBO lenta) e oxidação rápida (DBO rápida).Além disso,
a desnitrificação é modelada segundo uma reação de primeira ordem que se torna acentuada para
baixas concentrações de oxigênio. Nas interações dos sedimentos-água, os fluxos de oxigênio
dissolvido e nutrientes são simulados internamente em vez de introduzidos. A remoção de
patogênicos é determinada em função da temperatura, da luz e da sedimentação (LIMA, 2010).
32
2.1.11.1 Limitação do Modelo Qual2kw
No modelo QUAL2Kw existem limitações na aplicação, na formulação matemática, na
calibração e na recolha de dados. Estas constituem as maiores fontes de erro entre as curvas
calculadas e observadas, acarretando falhas na calibração.
Na aplicação, as limitações tornam-se aparentes quando se tenta simular condições fora
do fluxo estacionário ou das emissões constantes, para as quais foi calibrado. Apesar de estar
adequado a cargas pontuais de poluição, o modelo falha quando existem quaisquer intermitências
das cargas ou mesmo do fluxo.
Mais relevantes são as limitações devido à contribuição de cargas não pontuais, as quais o
modelo não prevê e que quase sempre estão presentes na bacia a ser modelada. Estas introduzem
grande concentração de carga orgânica no rio, sobretudo em épocas de chuva.
Ambas as limitações para cargas pontuais e difusas comprometem a capacidade do
modelo em tratar situações comuns (LIMA, 2010).
Na formulação matemática, e como todos os modelos, o QUAL2Kw incorpora certas
simplificações e aproximações. Estas podem originar limitações específicas para certas
aplicações podendo reduzir a robustez do modelo.
O QUAL2Kw considera o rio como um sistema unidimensional, admitindo que a emissão
de um poluente ficaria instantaneamente misturada ao longo da seção transversal do rio. Em
termos de qualidade de água, o resultado é que a previsão de concentrações médias de poluentes
no rio é muito menor do que as coletadas no ponto de descarga do efluente. O princípio básico
dos modelos de qualidade de água é a conservação de massa (LIMA, 2010).
Consequentemente, existe uma preocupação na abordagem atual quanto à má definição
da DBO como variável de estado, o que significa que os balanços não podem ser fechados, pois
não consideram toda a matéria orgânica presente no meio. Em vez de uma única substância, a
DBO é um resultado das mudanças ocorridas no substrato consumido e na biomassa produzida,
que podem variar consideravelmente. Os modelos que utilizam a DBO como expressão da
matéria orgânica, com a respectiva taxa de decaimento, não levam em conta tais variações. Isso
significa que uma DBO proveniente de um esgoto urbano pode não ter decaimento similar à
proveniente de um resíduo industrial mais refratário.
No QUAL2Kw alguns constituintes são perdidos no balanço de massa devido à
sedimentação de fundo: azoto orgânico, fósforo orgânico, além da própria DBO.
33
A calibração é uma etapa chave na modelação, além da escolha adequada da formulação
do modelo. Dois parâmetros bastante relevantes na calibração são o coeficiente de rearejamento
k2 e o coeficiente de oxigenação k1, para os quais as previsões do modelo se mostram bem
sensíveis. Geralmente, k2 é tido como função da temperatura, profundidade do canal e
velocidade. Entretanto, descargas intermitentes associadas à drenagem urbana, transbordos ou
chuvas intensas geram fontes não pontuais que inferem variações no fluxo do rio e,
consequentemente, no valor de k2. Sendo assim, é no mínimo incorreta a suposição de que k2
permanece constante em cada trecho (LIMA, 2010).
2.1.11.2 Funcionamento do Modelo Qual2kw
O código de computador usado nos cálculos do modelo QUAL2Kw é escrito em Visual
Basic, ou Fortran, servindo o Excel como interface do operador.
Os parâmetros requeridos para que o modelo simule apresentam-se em planilhas ao longo
do programa. As cores do programa são usadas para diferenciar os dados que devem ser
colocados pelo operador, dos dados produzidos pelo programa. O programa encontra-se dividido
em várias planilhas de cálculo, em que o utilizador deverá escolher as opções pretendidas e
introduzir todos os dados que possui relativamente ao caso em estudo.
Como resultado da calibração, o modelo origina gráficos do perfil do sistema fluvial
relativamente aos parâmetros para o qual foi calibrado (tempo de passagem, velocidade,
profundidade, rearejamento, temperatura, condutividade, sólidos suspensos totais, OD, DBO
rápida, DBO lenta, nitrato, fósforo orgânico e inorgânico e total, nitrogênio orgânico e
inorgânico, fitoplâncton, cobertura do fundo por algas, patogênicos, alcalinidade, potencial
Hidrogeniônico (pH)).
Após a calibração é possível simular diferentes cenários hipotéticos de qualidade da água
do sistema fluvial e da sua evolução ao longo do seu percurso. Este modelo torna-se assim uma
ferramenta de apoio à gestão, podendo ser tomadas medidas corretivas, a curto ou longo prazo,
para melhorar a qualidade das águas do sistema em estudo de forma a atingir um equilíbrio
saudável do ecossistema, com base na avaliação dos cenários simulados (PELLETIER et al.,
2006 apud LIMA, 2010).
34
2.2 Métodos e materiais
Para que a modelagem da qualidade da água represente o comportamento de um corpo
hídrico é necessário que as informações de entrada representem à realidade do manancial. Dessa
maneira, o estudo da modelagem da qualidade da água do Rio Inhandava foi desenvolvido de
acordo com a sequência descrita a seguir (Figura 2).
Figura 2: Fases para a realização do trabalho.
2.2.1 Caracterização da região de estudo
A microbacia do Rio Inhandava compreende os municípios de Lagoa Vermelha,
Caseiros, Ibiaça, Santo Expedito do Sul, Sananduva, Cacique Doble, São João da Urtiga, Paim
Filho, Maximiliano de Almeida, Machadinho, São José do Ouro, Capão bonito e Tupanci do Sul
(Figura 3). O rio nasce nos munícipios de Lagoa Vermelha e Caseiros e desagua no rio Uruguai.
Caracterização da área
de estudo
Levantamentos e
sistematização de dados
Modelagem Calibração do modelo
Qual2kw
Análise dos dados e
estabelecimento das
conclusões
Dados de Qualidade e
Vazão
35
Figura 3:Localização dos municípios da microbacia hidrográfica do Rio Inhandava.
Fonte: MELO e ASTOLFI (2011).
2.2.1.1 Caracterização dos pontos amostrados
Melo e Astolfi (2011), realizaram o monitoramento da qualidade da água do Rio
Inhandava em 16 pontos ao longo do rio, sendo que nesse estudo foram considerados somente
doze pontos. Na Tabela 1 apresentam-se as coordenadas geográficas dos pontos inventariados.
A Figura 4 apresenta a microbacia do Rio Inhandava delimitada pela forma
Ottocodificada,
36
Tabela 1:Coordenadas geográficas dos pontos de coleta no Rio Inhandava-RS.
Ponto Longitude Latitude Elevação
(m)
Localização
(km)
1 -51,3994188 -28,1914137 842 26,7
2 -51,4526527 -28,1888668 729 33,6
3 -51,5246755 -28,1424544 686 48,3
4 -51,6343324 -28,0475590 675 64,6
5 -51,6433833 -28,1817566 632 84,3
6 -51,6448763 -27,9934335 596 97,3
7 -51,7109516 -27,9589900 588 106,3
8 -51,7348512 -27,9333331 577 116,9
9 -51,7541818 -27,8778018 576 152,0
10 -51,7486111 -27,7125231 574 162,7
11 -51,7366667 -27,6783333 564 171,7
12 -51,7266000 -27,6525000 504 181,7
Fonte: MELO e ASTOLFI, (2011).
Figura 4:Mapa de localização dos pontos estudados.
A seguir é apresentada uma breve descrição com a caracterização dos pontos
Ponto 1 - Localiza-se a na ponte sobre o arroio Rathiel, a montante da cidade de Lagoa
Vermelha, no local existe a presença de vegetação, mas com uma mata ciliar pouco preservada
em relação aos outros pontos. Atividades como a pecuária são identificadas nas proximidades do
ponto (Figura 5). Ponto de medição de vazão.
37
Figura 5: Ponto 1 de coleta de água.
Ponto 2 - Localiza-se a montante da área urbana da cidade de Lagoa Vermelha na ponte sobre o
arroio Rathiel da estrada que liga os municípios de Lagoa Vermelha e Capão Bonito do Sul,
sendo o ponto mais próximo da nascente. Existe vegetação no entorno, com mata ciliar
relativamente preservada. (Figura 6).
Figura 6:Ponto 2 de coleta de água
Ponto 3 - No local da coleta existe um barramento de PCH, sendo que este barramento foi
utilizado antigamente em uma serraria. O entorno do ponto existe uma boa mata ciliar, porém a
montante do ponto existe áreas de uso extensivo agrícola. A jusante do ponto desenvolvem-se
atividades de pecuária e agricultura (Figura 7).
Figura 7: Ponto 3 de coleta de água
38
Pontos 4 - Local com mata ciliar preservada e uso do solo pela agricultura, local usado como
lazer para pesca e camping, com algumas quedas da água (Figura 8).
Figura 8: Ponto 4 de coleta de água.
Ponto 5 - É um afluente do Rio Inhandava chamado Passinho Fundo – Próximo a RS126, existe
vegetação no entorno, próximo a uma área de lazer (Figura 9).
Figura 9:Ponto 5 de coleta de água
Ponto 6 - Passo das Mulas. Mata ciliar bastante preservada, local histórico na região, era o local
de travessia dos tropeiros, existe local uma área de camping e lazer (Figura 10).
Figura 10: Ponto 6 de coleta de água.
39
Ponto 7– Ponto com mata ciliar preservada em comparação a alguns pontos, uso do solo no
entorno pela agricultura e pecuária. Ponto de captação da CORSAN (Companhia Riograndense
de Saneamento Ambiental) para abastecimento do município de Sananduva (Figura 11).
Figura 11: Ponto 7 de coleta de água.
Ponto 8 - Ponto com mata ciliar preservada em comparação a alguns pontos, uso do solo no
entorno pela agricultura e pecuária. (Figura 12).
Figura 12: Ponto 8 de coleta de água.
Ponto 9 - Ponte do Rincão, local de lazer, balneário e pesca, uso do solo pela agricultura e
pecuária. A mata ciliar está pouco preservada (Figura 13).
Figura 13: Ponto 9 de coleta de água.
40
Ponto 10 - Ponte que liga o município de Sananduva a Cacique Doble. Pouca mata ciliar, local
próximo a uma comunidade indígena. Neste ponto localiza-se uma estação de mediação de vazão
da Agência Nacional das Águas (ANA), (Figura 14).
Figura 14: Ponto 10 de coleta de água.
Ponto 11 – Município de Paim Filho, camping a montante da área urbana de Paim Filho. Pouca
mata ciliar. Ponto usado para comparar os efeitos da influência dos efluentes sanitários na
qualidade da água do rio, uma vez que a jusante deste ponto ocorre o lançamento no rio de
esgoto da cidade (Figura 15).
Figura 15: Ponto 11 de coleta de água.
Ponto 12 - A jusante da área urbana de Paim Filho, lançamento de efluente doméstico próximo
ao local, plantações, pecuária e pouca mata ciliar. Local de menor largura de mata ciliar de toda
extensão do rio (Figura 16).
Figura 16: Ponto 12 de coleta de água
41
2.2.2 Levantamentos e sistematização de dados
2.2.2.1 Dados de Qualidade da Água
Os dados de qualidade de água foram inventariados segundo os resultados obtidos por
Melo e Astolfi (2011), os quais foram utilizados na calibração do modelo.
Os parâmetros monitorados por Melo e Astolfi (2011) ao longo do Rio Inhandava, afim de
determinar a qualidade da água estão apresentados no Quadro 3, juntamente com os métodos
utilizados nas análises.
Quadro 3: Parâmetros monitorados para a Qualidade da Água.
Fonte: MELO e ASTOLFI, (2011).
2.2.2.2 Determinação da vazão
Para subsidiar a avaliação e a modelagem da qualidade da água, fez-se necessária a
determinação da vazão, em que foram determinados valores apenas para os pontos 1, 7 e 10. Para
Parâmetros Norma Método Princípio de análise Legislação
DBO APHA (2000) 5210 Volumetria
Res
olu
ção C
OA
NM
A 3
57/2
005
Port
aria
Min
isté
rio d
a S
aúde
518/2
004
Nitrogênio Total APHA (2000) 4500 Titulometria
Fósforo Total APHA (2000) 4500 Titulometria
pH APHA (2000) - Eletrometria
Coliformes
termotolerantes APHA (2000) - NMP
Sólidos suspensos totais
(SST) APHA (2000) 2540D Gravimetria
Cor APHA (2000) 2120 Fotometria
Turbidez APHA (2000) 2130 Fotometria
Condutividade Elétrica APHA (2000) 2510 Eletrometria
Oxigênio Dissolvido APHA (2000) 4500 Titulometria
Nitratos APHA (2000) 4500 Colorimetria
Temperatura H2O - 2550 Merck
Temperatura Ar - - Merck
42
o ponto 1 (km 26,7 ), o qual simboliza as condições da nascente, a vazão foi determinada de
acordo com o método convencional (área-velocidade), certificado internacionalmente pelo
padrão europeu ISO 748 (2007), o qual envolve medição de velocidade em varias verticais
(seções) do rio e em varias profundidades para cada uma destas.
Os demais pontos 7 (106,3 km) e 10 (162,7 km) foram inventariados segundo
informações disponibilizadas pela CORSAN ( dados referentes a estação de abastecimento de
água para o município de Sananduva) e pela ANA (Estação Passo do Granzotto), sendo que ao
longo do percurso do Rio Inhandava não existe outras estações de medições de vazão.
Os dados de precipitação referem-se ao ano de 2010 para o município de Passo Fundo,
segundo a estação meteorológica da Embrapa Trigo por ser dado oficial considerando-se
representativo da região, já que no decorrer da bacia do Rio Inhandava não há nenhuma estação
meteorológica oficial de medição pluviométrica.
2.2.3 Utilização do modelo QUAL2Kw
O modelo utilizado para o presente trabalho foi o QUAL2Kw regulamentado pela
Agência Norte-americana de Proteção Ambiental (U.S. – Environmental Protection Agency –
EPA).O programa QUAL2Kw é um dos programas de modelagem para a qualidade de águas
superficiais com grande complexidade, entretanto sua modelação da qualidade hídrica constitui-
se em uma valiosa ferramenta da Engenharia Ambiental, proporcionando antever e avaliar para
diferentes cenários, as alterações na qualidade das águas do rio em estudo neste trabalho.
O programa QUAL2Kw divide as planilhas no Excel por cores. Essa organização se dá a
fim de identificar os locais para a inserção das informações pelo usuário e onde serão gerados os
resultados do programa.
a) Planilhas Azuis: São usadas para a inserção dos valores variáveis dos parâmetros que será
usado para a calibração inicial. Esses valores serão fornecidos pelo usuário da calibração;
b) Planilha Amarela: Local de entrada dos dados e parâmetros que estão sendo simulados,
no qual possuem medição a campo ao longo do rio. Esta planilha é utilizada para realizar a
comparação entre os dados monitorados ao longo do rio e os dados simulados pelo programa,
auxiliando na calibração do modelo;
43
c) Planilhas Verdes: São os dados simulados pelo programa ao longo do rio em estudo e
variando conforme os dados inseridos nas duas planilhas anteriores;
d) Planilhas Violetas: Apresentam os gráficos gerados a partir dos dados inseridos no
programa. Esses gráficos serão visualizados após o programa ser executado.
2.2.4 Definição e Discretização do Trecho a ser Modelado
O percurso considerado do Rio Inhandava possui uma extensão de 181,7 km. O rio foi
dividido em doze trechos conforme apresentado no Quadro 4 e Figura 17, os quais foram
divididos levando-se em consideração suas características hidráulicas, as distâncias entre os
pontos e entre os trechos, bem como o uso e ocupação do solo local.
Quadro 4:Caracterização dos trechos do Rio Inhandava.
Sub bacia Localização no
Rio (km) Comprimento (km) Número de Trechos
1 181,7- 116,9 64,8 5
2 116,9- 64,62 52,28 4
3 64, 62 – 0,00 64,62 3
44
Figura 17:Divisão do Rio Inhandava.
O Quadro 5 representa a divisão dos elementos simulados pelo Qual2kw, o qual
considera a distância da nascente até a foz, na forma inversa dos pontos amostrados,
considerando que o modelo insere um ponto adicional para ajuste de calibração.
45
Quadro 5: Representação dos trechos simulados.
Trechos Distancia real de Cada Ponto Método usado conforme
Qual2K
01 0,0 181,7
02 26,7 171,7
03 33,6 162,7
04 48,3 157,0
05 64,6 116,9
06 84,3 106,3
07 97,3 97,3
08 106,3 84,3
09 116,9 64,6
10 157,0 48,3
11 162,7 33,6
12 171,7 26,7
13 181,7 0,0
2.2.5 Obtenção dos Dados Hidráulicos e de Qualidade da Água
A calibração do QUAL2kw foi realizada a partir dos valores médios reais inventariados no
monitoramento realizado por Melo e Astolfi (2011) durante o ano de 2010, porém, apenas alguns
desses parâmetros foram utilizados para a modelagem.
A calibração do modelo considerando regime permanente seguiu as seguintes
considerações (CHAPRA,2006):
a) Vazão: foi utilizada a vazão média de cada ponto monitorado. Esta foi calibrada de acordo
com a equação de manning realizada pelo modelo e de acordo com o balanço hídrico de
emissões/retiradas difusas ao longo do trecho;
b) As variáveis DBO e OD foram calibradas através do ajuste dos dados médios monitorados
aos dados previstos pelo modelo. Esses ajustes foram realizados através da inserção das
cargas difusas e vazões de contribuições para cada elemento estipulado, as quais foram, dessa
46
forma, estimadas como representativas de um balanço hídrico de emissões/retiradas difusas.
Ainda foram ajustados para cada trecho, os coeficientes de degradação da DBO (K1 ou Kd) e
o coeficiente de reaeração (Ka ou K2);
c) Os demais parâmetros hidráulicos, cinéticos e de degradação para calibração foram adotados
como o padrão do próprio modelo, que prioriza os valores mais utilizados na literatura;
d) A cabeceira do rio foi considerada como condição de contorno de entrada, não sendo inserida
aos dados monitorados de calibração. Nela foram inseridos os valores médios monitorados e
a vazão do ponto 1;
e) Considerou-se como contribuição difusa o efluente doméstico gerado pelos municípios que
abrangem o Rio Inhandava, uma vez que estes não possuem coleta e nem tratamento dos
efluentes e as cargas de fósforo e nitrogênio provenientes das atividades agrícolas e as cargas
de dejetos de animais.
2.2.6 Incorporação de dados no modelo
2.2.6.1 Dados de entrada do modelo
O modelo Qual2Kw necessita que alguns dados sejam inseridos para a realização das
simulações:
a) Coordenadas e coeficientes de descarga nos trechos, distância entre a foz do rio principal e o
trecho;
b) Altitude e declividade dos trechos;
c) Concentrações de DBO, Oxigênio Dissolvido, Temperatura da água e coliformes totais e
vazões nos pontos de coleta;
d) Coeficientes cinéticos, como o coeficiente de remoção global de DBO, coeficiente de
reaeração, taxa de decaimento bacteriano.
Para determinar as entradas dos dados para a dispersão longitudinal foram inseridos os
dados dos doze elementos na planilha denominada “Reach”, onde são inseridos os dados de
47
comprimento de cada trecho, a largura do canal e o coeficiente de manning utilizado na
estimativa da vazão, sendo este último calculado pelo programa.
Para as condições de contornos na cabeceira do rio, os dados de entradas foram calibrados
através da planilha “Headwater”. Nesta Tabela inseriram-se valores referentes à temperatura, e
as condições médias dos parâmetros calibrados para a cabeceira do percurso analisado. Os dados
foram inseridos na forma horária por necessidade de calibração do modelo Qual2kw.
A Tabela 2 apresenta os dados de qualidade e vazão relacionados à cabeceira do Rio
Inhandava.
48
Tabela 2:Dados de qualidade referentes à cabeceira do Rio Inhandava.
Vazão
(m³/s)
Temperatura
(ºC)
Condutividade
(unhos)
OD
(mg/L)
DBO
(mg/L)
Norgânico
(µg/L)
Namoniacal
(µg/L)
Porgânico
(µg/L)
Pinorgânico
(µg/L)
Coliformes
Totais
(UFC/100mL)
Alcalinidade
(mg/L) pH
8,00 18,60 51,00 8,55 2,78 640,00 1196,00 130,50 130,50 433,60 100,00 7,10
Fonte: MELO E ASTOLFI (2011)
49
Ao longo do percurso, o rio pode receber contribuições de tributários e de lançamento
de esgotos, ou captações, que podem contribuir no aumento ou diminuição do volume de água
no manancial.
As cargas no modelo foram inseridas apenas na forma difusa. Como carga difusa, foram
consideradas as cargas agrícolas, de dejetos de animais e de efluentes domésticos gerados
pelos municípios que abrangem as sub bacias do Alto Inhandava, Médio Inhandava e Baixo
Inhandava. As cargas de Fósforo Total, Nitrogênio Total, DBO e coliformes totais foram
obtidas a partir de estudos realizados por MAGRO (2012).
As cargas de origem animal escoam superficialmente até o rio. Dessa forma no cálculo
das cargas difusas dos rebanhos foi considerada a vazão específica de escoamento de 22,8
L/(s.km2), (TUCCI, 2002), para os trechos 181,7-116,9 km, 116,9-64,62 km, 64,62- 0,00 km.
Considerando a quantidade de animais presentes em cada sub bacia e a carga unitária de
Nitrogênio (N), Fósforo (P), DBO e coliformes totais, obteve-se as cargas totais conforme
Tabela 3.
No calculo das cargas agrícolas foi considerada a vazão específica de escoamento de
22,8 L/(s.km2), que é vazão especifica do Alto Uruguai, onde a micro bacia do Rio Inhandava
encontra-se inserida (TUCCI, 2002), área de cada sub bacia e as cargas unitárias de
Nitrogênio Inorgânico e Fósforo Inorgânico para cada sub bacia. A Tabela 4 apresenta as
cargas de contribuição agrícola.
As cargas provenientes dos esgotos domésticos escoam de maneira pontual diretamente
no rio, como não se tem conhecimento dos pontos em que essas cargas escoam, considerou-se
de forma difusa/ distribuída considerando o lançamento por toda a área dos municípios. O
número de habitantes para fins de cálculo de vazão corresponde ao ano de 2010. Segundo a
NBR 9694/1986 o consumo médio de água de um individuo é de 200 L/ dia e a contribuição
per capita de esgoto, que é o consumo efetivo de água per capita multiplicado pelo coeficiente
de retorno, situa-se entre 0,5 a 0,9. Para o presente estudo utilizou-se o coeficiente de 0,75,
sendo o que mais se aproxima da média brasileira. A Tabela 5 apresenta as cargas de
contribuição por esgoto doméstico.
Por escoarem superficialmente, as cargas agrícolas de Nitrogênio inorgânico e Fósforo
inorgânico, foram somadas juntamente com as cargas de Nitrogênio Inorgânico e Fósforo
Inorgânico dos dejetos de animais foram. A Tabela 6 apresenta as cargas de escoamento
superficial e de esgoto doméstico provenientes dos municípios que abrangem o Rio
Inhandava.
50
Para fins de calibração as cargas poluidoras são transformadas em concentrações
difusas, as quais poderão sofrer abatimento a fim de obter um ajuste de calibração. A Tabela 7
apresenta as concentrações difusas que foram inseridas no modelo Qual2kw.
O modelo Qual2kw não possui concentração de Fósforo total e Nitrogênio total como
dado de entrada em sua calibração, portanto para os dados calibrados, adotaram-se valores
segundo Kennel (2007) que descreve em sua literatura para a calibração desse parâmetro. O
valor de fósforo foi dividido 50% de sua concentração para fósforo orgânico e 50% para
fósforo inorgânico. Já para os nitrogênio adotou-se valores de concentração de 35% para
nitrogênio orgânico e 30% para nitrogênio inorgânico.
O Qual2kw simula duas formas de DBO carbonácea para representar o carbono
orgânico. Essas formas são a de oxidação lenta (DBO lenta) e a de oxidação rápida (DBO
rápida). Para a presente calibragem, usou-se a calibração de DBO rápida, sendo esta a que
melhor se ajustou para os atuais dados.
A taxa específica de desoxigenação ou decaimento da DBO obtida em laboratório (kdc)
possui valores típicos para cada nível de tratamento a ser lançado. No entanto, o coeficiente
de decomposição da DBO no rio (Kd), que leva em consideração a degradação da matéria
orgânica pela biomassa suspensa e contida no lodo de fundo ( CHAPRA,2008).
51
Tabela 3: Cargas totais de contribuição por dejetos animais das sub-bacias do Rio Inhandava.
SUB BACIA Rebanhos CARGAS TOTAIS
Nitrogênio Total (g/dia) Fósforo Total (g/dia) DBO (g/dia) Coliformes Totais( NMP/100mL)
ALTO INHANDAVA
Bovinos 4220369,32 1002930,46 184000,98 1,28034E+14
Suínos 2957396,08 250626,78 1353384,64 1,11529E+14
Aves 7217956,40 1326506,24 1660402,63 2,39563E+14
Equinos 14431001,80 2641097,49 3308437,27 4,79125E+14
Ovinos 28857760,61 5272087,99 6587503,54 9,5825E+14
Carga difusa Total 11746225,27 1305262,90 6578839,87 4,05633E+14
MÉDIO INHANDAVA
Rebanhos Nitrogênio Total (g/dia) Fósforo Total (g/dia) DBO (g/dia) Coliformes Totais (NMP/100mL)
Bovinos 6379557,50 1516040,91 278137,95 193537137,8
Suínos 11899858,23 1008462,56 5445697,83 448765840,2
Aves 8965253,63 126057,82 11002811,27 195605533,8
Equinos 78672,06 2256,037 41401,17 18856611,18
Ovinos 96754050,92 14451329,22 36440617,21 2,32213E+15
Carga difusa Total 27951895,14 2669358,219 17071738,93 916312316,1
BAIXO INHANDAVA
Rebanhos Nitrogênio Total (g/dia) Fósforo Total (g/dia) DBO (g/dia) Coliformes Totais (NMP/100mL)
Bovinos 4229674,21 1005141,68 184406,66 128315959,4
Suínos 5114005,29 433390,27 2340307,50 192858674,1
Aves 3248472,69 54173,78 3986761,94 70875767,83
Equinos 51645,87 1481,021 27178,64 11068962,18
Ovinos 164621439,70 21266210,52 76791880,49 2,32214E+15
Carga difusa Total 13012763,48 1503896,383 134848476 438073980,9
Fonte: MAGRO, (2012).
52
Tabela 4:Cargas totais de contribuição agrícola das sub-bacias do Rio Inhandava.
SUB BACIA Área (km²) Nitrogênio (g/dia) Fósforo (g/dia)
ALTO INHANDAVA 1117,89 2285800,00 255086,00
MÉDIO INHANDAVA 832,2 1255400,00 131810,00
BAIXO INHANDAVA 444,255 654770,00 68640,00
FONTE: MAGRO, (2012).
Tabela 5: Cargas totais de contribuição de esgoto doméstico das sub-bacias do Rio Inhandava.
Sub Bacia População (hab) Nitrogênio Total (g/dia) Fósforo Total (g/dia) DBO (g/dia) Coliformes Totais( NMP/100mL)
ALTO INHANDAVA 26123 123882,6687 38713,33397 564440,4092 7,74267E+14
MÉDIO INHANDAVA 5264 96410,95958 30128,42487 439272,4346 6,02568E+14
BAIXO INHANDAVA 13035 68673,57668 21460,49271 312893,9838 4,2921E+14
Fonte: MAGRO, (2012).
53
Tabela 6:Cargas potenciais de escoamento superficial e de esgoto doméstico.
Descrição Montante Jusante Q (m³/s) DBO
(kg/dia)
N
orgânico
(kg/dia)
N
Inorgânico
(kg/dia)
P
Orgânico
(kg/dia)
P
Inorgânico
(kg/dia)
Coliformes
Totais
(UFC/dia)
Carga difusa escoamento 181,7 116,9 4,489 71752,176 183,492 214,116 34,906 34,906 438072244,7
Carga difusa escoamento 116,9 64,62 8,397 17071,034 384,997 449,158 1334,196 1334,704 916312588,9
Carga difusa escoamento 64,62 0,00 11,257 5893,985 4184,506 492,488 65,437 65,437 4,05633E+14
Carga difusa esgoto domésticos
Maximilhano de Almeida 181,7 171,7 146,95 55,280 3,640 4,247 1,896 1,896 7,5831E+11
Machadinho 181,7 171,7 261,23 96,872 6,378 7,441 3,322 3,322 1,32882E+14
Paim Filho 162,7 154, 5 125,77 53,898 3,553 4,145 1,850 1,850 7,40182E+12
São José do Ouro 152,0 116,9 196,93 70,016 4,611 5,379 2,401 2,401 9,60602E+11
São João da Urtiga 116,9 106, 3 160,46 5,171 4,965 5,793 2,586 2,586 1,03439E+14
Cacique Doble 116,9 106, 3 179,43 58,848 8,048 9,389 4,192 4,192 1,67664E+12
Santo Expedito do Sul 106, 3 97,3 139,52 19,287 5,906 6,891 3,076 3,076 1,23053E+12
Tupanci do Sul 97,3 84,3 28,15 21,327 1,404 1,638 0,731 0,731 2,9254E+11
Caseiros 64,62 48,3 120,61 55,526 3,656 4,265 1,904 1,904 7,61649E+11
Capão Bonito Do Sul 26,7 7,53 44,17 35,370 2,329 2,717 1,213 1,213 4,85184E+11
Lagoa Vermelha 7,53 0,00 1693,89 440,066 28,976 33,806 15,092 15,092 6,03667E+14
54
Tabela 7:Concentração das cargas difusas de escoamento e de esgoto doméstico inseridas na calibração.
Nome Montante
(km)
Jusante
(km)
Q
(m³/s)
DBO
(mg/L)
N
Orgânico
(µg/L)
N
Inorgânico
(µg/L)
P
Orgânico
(µg/L)
P
Inorgânico
(µg/L)
pH
Coliformes
Totais
(UFC/100mL)
Carga difusa escoamento 181,70 116,90 4,4890 185,00 473,100 552,06 90,00 90,00 7,0 11,294
Carga difusa escoamento 116,90 64,62 8,3970 23,53 530,664 619,10 1839 1839,70 7,0 12,630
Carga difusa escoamento 64,62 0,00 11,2570 6,060 4302,37 506,36 67,28 67,28 7,0 4170581,564
Cargas difusas esgoto doméstico
Maximilhano de Almeida 181,70 171,70 146,95 0,004354 0,28669 0,33447 0,14932 0,1493 7,0 597,26
Machadinho 181,70 171,70 261,23 0,004292 0,28260 0,32970 0,14719 0,14719 7,0 58874,77
Paim Filho 162,70 154, 50 125,77 0,00496 0,32696 0,38145 0,17029 0,17029 7,0 6811,58
São José do Ouro 152,00 116,90 196,93 0,004115 0,27100 0,31616 0,14114 0,14114 7,0 564,57
São João da Urtiga 116,90 106, 30 160,46 0,000373 0,35813 0,41782 0,18653 0,18653 7,0 74611,40
Cacique Doble 116,90 106, 30 179,43 0,003796 0,51913 0,60565 0,27038 0,27038 7,0 1081,51
Santo Expedito do Sul 106, 30 97,30 139,52 0,001600 0,48997 0,57164 0,25519 0,25519 7,0 1020,80
Tupanci do Sul 97,30 84,30 28,15 0,0087686 0,57736 0,67358 0,30071 0,30071 7,0 1202,80
Caseiros 64,62 48,30 120,61 0,0053284 0,35084 0,40931 0,18273 0,18273 7,0 730,90
Capão Bonito Do Sul 26,70 7,53 44,17 0,0092681 0,61025 0,71196 0,31784 0,31784 7,0 1271,35
Lagoa Vermelha 7,53 0,00 1693,89 0,0030069 0,19799 0,23099 0,10312 0,10312 7,0 41247,60
55
2.2.7 Inserção dos Dados Monitorados
Para a calibração do modelo se faz necessário à inserção de dados monitorados, os quais
englobam os dados hidráulicos e de qualidade de água. O programa Qual2kw apresenta a
planilha “Hydraulics Data” para a inserção dos dados hidráulicos e a planilha “WQ Data”
para a inserção dos dados de qualidade.
A Tabela 8 apresenta os dados hidráulicos referentes às medições de vazões efetuadas
nos pontos monitorados próximo da nascente (ponto 01), pontos 07 e 10, os quais foram
inseridos na planilha do modelo para fins de calibração.
Tabela 8: Dados hidráulicos utilizados na calibração do modelo.
Distância Vazão
(km) (m3/s)
162,7 8,00
106,3 29,40
26,7 50,60
A Tabela 9 apresenta os dados inventariados de qualidade de água utilizados na
calibração do modelo.
56
Tabela 9:Dados de qualidade de água utilizados na calibração do modelo.
Distância
(km)
Condutividade
(µmhos)
OD
(mg/L)
DBO
(mg/L)
N Org
(µg/L)
N Inorg.
(µg/L)
NO3
(µg/L)
P Org
(µg/L)
P Inorg
(µg/L)
Coliformes
(NMP/100 mL) pH
NT
(µg/L)
PT
(µg/L)
162,7 70,00 8,23 3,50 862,80 794,00 10,64 10,64 988,00 988,00 6,99 640,00 130,50
106,3 51,00 8,32 2,17 208,40 387 9,20 9,21 433,60 391,60 6,94 650,00 133,50
26,7 72,07 8,56 2,87 370,10 1602 10,38 10,49 391,60 433,60 7,10 1840,00 153,50
57
2.3 Resultados e discussões
2.3.1 Aspectos Hidrológicos
2.3.1.1 Dados pluviométricos
A Figura 18 apresenta as precipitações médias no ano de 2010 para o município de
Passo Fundo, segundo a estação meteorológica da Embrapa Trigo por ser dado oficial
considerando-se representativo da região, já que no decorrer da bacia do Rio Inhandava não
há nenhuma estação meteorológica oficial de medição pluviométrica. Desta forma utilizou-se
estes dados como referência para relacionar as épocas de amostragem com a variável
meteorológica que pode interferir na diluição dos poluentes.
Fonte: EMBRAPA (2010).
Figura 18: Precipitação no ano de 2010 em Passo Fundo – RS.
2.3.1.2 Caracterização Hidráulica
A Figura 19 apresenta a vazão média espacializada nos pontos 1 (km 26,7), ponto 7
(106,3 km) e ponto 10 (162,7km) do Rio Inhandava.
58
Figura 19:Variação espacial média da vazão (m³/s).
A vazão é determinada pela quantidade de água que passa por uma determinada seção
de um conduto livre, neste caso o rio em estudo, por uma unidade de tempo. Conforme se
observa, a vazão média aumenta a jusante do rio. O canal do rio também aumenta sendo no
inicio um pequeno córrego e aos 162,7 km um rio expressivo em tamanho e vazão. Com o
aumento da vazão de 8,00 m³/s para 50,60 m³/s as cargas de efluentes ficam mais dispersas
facilitando a autodepuração do meio e consequentemente aumentando o poder de aeração do
rio.
2.3.2 Simulação do Modelo Qual2kw
Neste item são apresentados os resultados de calibração dos dados monitorados de
qualidade da água. Juntamente com os dados calibrados foi realizada a comparação dos dados
com a Resolução Conama 357/2005 (BRASIL, 2005), classe 2, pois o rio não possue
enquadramento definido.
A Tabela 10 apresenta as distância, elevações e dados hidráulicos gerados pelo
programa Qual2kw.
As Tabelas 11 e 12 apresentam as cargas e concentrações poluidoras abatidas em
relação as totais (Tabelas 6 e 7) para fins de calibração do programa. O abatimento é
necessario em vitude de que a carga potencial difusa, principalmente a de origem animal,
59
sofre degradação, autodepuracão e diluição até o ingresso no corpo receptor, durante o
processo de escomento superficial.
A Tabela 13 apresenta os dados de saída da calibração.
Tabela 10: Discretização dos trechos distância, elevações e dados hidráulicos.
Sub bacia
Número
do
Trecho
Comprimento
(km)
Localização
(km)
Coeficiente de
Manning
(n)
Largura do
trecho
(m)
Baixo
Inhandava
1 10,00 181,700 0,0800 22,00
2 9,00 171,700 0,0800 38,50
3 5,70 162,700 0,0800 27,21
4 40,10 157,000 0,0800 40,70
5 10,60 116,900 0,0800 55,16
Médio
Inhan
hava
6 9,00 106,300 0,0800 84,10
7 13,00 97,300 0,0800 45,00
8 19,68 84,300 0,0800 61,28
9 16,32 64,620 0,0800 69,76
Alto
Inhandava
10 14,70 48,300 0,0800 158,50
11 6,90 33,600 0,0700 42,60
12 26,70 26,700 0,0700 60,00
60
Tabela 11:Cargas difusas abatidas após calibração do modelo Qual2kw.
Descrição Montante (km) Jusante
(km) Q (m³/s)
DBO
(kg/dia)
N
Orgânico
(kg/dia)
N
Inorgânico
(kg/dia)
P
Orgânico
(kg/dia)
P
Inorgânico
(kg/dia)
Coliformes
Fecais
(UFC/dia)
Carga difusa escoamento 181,7 116,9 4,48 3587,61 16,51 2,44 0,70 1,75 4,38E+08
Carga difusa escoamento 116,9 64,62 8,39 892,37 34,51 93,42 26,68 66,73 9,16E+08
Carga difusa escoamento 64,62 0,00 11,25 768,36 376,57 4,57 1,30 3,27 4,06E+11
Carga difusa esgoto doméstico
Maximilhano de Almeida 181,7 171,7 146,95 55,28 3,64 4,25 1,90 1,90 7,58E+11
Machadinho 181,7 171,7 261,23 96,87 6,38 7,44 3,32 3,32 1,33E+14
Paim Filho 162,7 154, 5 125,77 53,96 3,55 4,15 1,85 1,85 7,40E+12
São José do Ouro 152,0 116,9 196,93 70,03 4,61 5,38 2,40 2,40 9,61E+11
São João da Urtiga 116,9 106, 3 160,46 5,17 4,97 5,79 2,59 2,59 1,03E+14
Cacique Doble 116,9 106, 3 179,43 58,86 8,05 9,39 4,19 4,19 1,68E+12
Santo Expedito do Sul 106, 3 97,3 139,52 19,69 5,91 6,89 3,08 3,08 1,23E+12
Tupanci do Sul 97,3 84,3 28,15 21,33 1,40 1,64 0,73 0,73 2,93E+11
Caseiros 64,62 48,3 120,61 55,53 3,66 4,27 1,90 1,90 7,62E+11
Capão Bonito Do Sul 26,7 7,5 44,18 35,38 2,33 2,72 1,21 1,21 4,85E+11
Lagoa Vermelha 7,5 0,00 1693,89 440,07 28,98 33,81 15,09 15,09 6,04E+14
61
Tabela 12:Concentrações difusas abatidas após calibração do modelo Qual2kw.
Descrição Montante
(km)
Jusante
(km)
Q
(m³/s)
DBO
(mg/L)
N Orgânico
(μg/L)
N Inorgânico
(μg/L)
P orgânico
(μg/L)
P Inorgânico
(μg/L)
Coliformes
Fecais
(NMP/100m L)
Carga difusa escoamento 181,7 116,9 4,49 9,25 42,57 6,30 1,80 4,50 11,29
Carga difusa escoamento 116,9 64,62 8,40 1,23 47,57 128,77 36,78 91,98 12,63
Carga difusa escoamento 64,62 0,00 11,26 0,79 387,18 4,70 1,34 3,36 4170,58
Carga difusa esgoto cidades
Maximilhano de Almeida 181,70 171,70 146,95 0,004 0,287 0,334 0,149 0,149 597,26
Machadinho 181,70 171,70 261,23 0,004 0,283 0,330 0,147 0,147 58874,77
Paim Filho 162,70 154,50 125,77 0,005 0,327 0,381 0,170 0,170 6811,58
São Jose do Ouro 152,00 116,90 196,93 0,004 0,271 0,316 0,141 0,141 564,57
São João da Urtiga 116,90 106, 30 160,46 0,0004 0,358 0,417 0,186 0,186 74611,35
Cacique Doble 116,90 106, 30 179,43 0,003 0,519 0,605 0,270 0,270 1081,51
Santo Expedito do Sul 106, 03 97,30 139,52 0,001 0,490 0,571 0,255 0,255 1020,78
Tupanci do Sul 97,30 84,30 28,15 0,008 0,577 0,673 0,300 0,300 1202,83
Caseiros 64,62 48,30 120,61 0,005 0,350 0,409 0,182 0,182 730,91
Capão Bonito Do Sul 26,70 7,53 44,18 0,009 0,610 0,712 0,317 0,317 1271,35
Lagoa Vermelha 7,53 0,00 1693,89 0,003 0,198 0,231 0,103 0,103 41247,56
62
Tabela 13:Dados de saída de calibração.
Distância
(km)
DBO
(mg/L)
N Orgânico
(μg/L)
N Inorgânico
(mg/L)
P orgânico
(mg/L)
P Inorgânico
(mg/L)
Coliformes
Fecais (NMP/100m L)
pH
181,7 2,78 0,60 1,20 0,130 0,131 433,60 7,1
176,7 3,30 0,60 1,10 0,074 0,123 168,04 7,2
167,2 3,70 0,50 1,10 0,036 0,116 846,13 7,3
159,85 3,92 0,50 1,00 0,025 0,112 608,44 7,3
136,95 5,10 0,40 0,80 0,005 0,088 122,04 7,4
111,6 4,63 0,30 0,70 0,004 0,089 602,48 7,4
101,8 4,32 0,30 0,70 0,003 0,089 301,44 7,4
90,8 3,95 0,30 0,60 0,004 0,090 202,05 7,4
74,46 3,54 0,20 0,60 0,003 0,090 137,49 7,4
56,46 3,21 0,20 0,50 0,001 0,080 196,04 7,4
40,95 2,97 0,20 0,50 0,0005 0,073 172,86 7,5
30,15 2,87 0,20 0,50 0,0004 0,070 247,20 7,5
13,35 2,56 0,20 0,50 0,0002 0,060 311,05 7,5
0,00 2,56 0,20 0,50 0,0002 0,060 311,05 7,5
63
2.3.2.1 Vazão
O programa QUAL2Kw considera a vazão constante em cada elemento
computacional, e calcula a vazão de saída a partir do somatório das vazões pontuais e difusas
que entram, e da subtração das pontuais e difusas que são retiradas. O programa utiliza essas
vazões modeladas para simular a variação espacial das variáveis físicas, químicas e biológicas
de qualidade da água, assim como os coeficientes de reaeração (K2). A Figura 20 apresenta o
comportamento da vazão ao longo do eixo longitudinal dos 181,7 km em estudo do Rio
Inhandava.
Figura 20: Simulação da vazão ao longo do eixo longitudinal do Rio Inhandava.
Ao analisar os dados, nota-se que o modelo respondeu bem a calibração,
representando a real vazão do rio em estudo. De acordo com Silvino (2008), os aumentos de
vazões podem ter um caráter benéfico, pois pode ocorrer uma diluição dos poluentes em
maior escala. Contudo se esse aumento de vazão ocorre nos períodos de chuva poderá
implicar também no aumento do carregamento de sólidos para o leito dos mananciais,
assoreando rios e córregos.
64
2.3.2.2 Demanda Bioquímica de Oxigênio
A demanda bioquímica de oxigênio (DBO) mostra a quantidade de oxigênio
necessária para oxidar a matéria orgânica biodegradável presente na água. Quanto maior for
essa quantidade de matéria orgânica presente, maior será a quantidade de oxigênio necessária
para a sua decomposição e ao nível que a matéria orgânica baixar, as bactérias
decompositoras necessitarão de pequenas quantidade de oxigênio para decompô-la, então a
DBO será baixa.
A DBO é um indicador indireto do potencial de consumo do oxigênio dissolvido para
a decomposição da matéria orgânica, sendo uma variável fundamental na caracterização do
grau de poluição de um recurso hidrico. Segundo VON SPERLING (1996) a taxa de oxidação
da matéria orgânica é proporcional à matéria orgânica ainda remanescente, em um tempo.
Consequentemente, quanto maior a concentração de DBO, mais rapidamente se processará a
desoxigenação, para um mesmo tempo. Assim após certo tempo, quando a DBO estiver
reduzida pela estabilização, a taxa de degradação será menor, em virtude da menor
concentração da matéria orgânica.
Na análise dos resultados da água do Rio Inhandava a DBO variou consideravelmente
em vários pontos, devido aos diversos usos ocorrentes nas planícies do rio e variações
climatológicas principalmente na quantidade pluviométrica.
A Tabela 14 apresenta a concentação de DBO real e abatida e a porcentagem de
abatimento para a DBO simulada.
65
Tabela 14: Porcentagem de Abatimento para a DBO real e abatida.
Nome DBO real
(mg/L)
DBO abatida
(mg /L)
Porcentagem de
abatimento
(%)
Carga difusa escoamento
Sub bacia 1
185,00 9,25 95
Carga difusa escoamento
Sub bacia 2
23,53 1,23 95
Carga difusa escoamento
Sub bacia 3 6,06 0,79 86
Cargas difusas esgoto doméstico
Maximilhano de Almeida 0,004 0,004 100
Machadinho 0,004 0,004 100
Paim Filho 0,004 0,005 100
São Jose do Ouro 0,005 0,004 100
São João da Urtiga 0,004 0,004 100
Cacique Doble 0,004 0,003 100
Santo Expedito do Sul 0,008 0,002 75
Tupanci do Sul 0,009 0,005 44
Caseiros 0,009 0,005 44
Capão Bonito Do Sul 0,009 0,003 66
Lagoa Vermelha 0,003 0,003 100
A Figura 21 apresenta a simulação da concentração de DBO para o trecho em estudo.
Figura 21:Simulação da DBO.
Na análise da simulação da DBO percebe-se uma redução ao longo do segmento
simulado, passando de 2,78 mg.L-1
a 2,56 mg.L-1
. Esta redução pode estar diretamente
relacionada com a capacidade de autodepuração do rio. Quando não há mudança na taxa de
degradação segundo Silvino (2008), possivelmente a redução da DBO se dá pela diluição da
66
carga orgânica com o aumento da vazão da montante a jusante. Isto se comprova por baixos
valores de k obtidos na modelagem desse parâmetro.
Segundo MACHADO (2006), as águas superficiais com DBO5 inferiores a 4 mg/L
são razoavelmente limpas, e aquelas com níveis maiores do que 10 mg/L são consideradas
poluídas, em função do aporte de quantidades de material orgânico degradável. Neste sentido
o Rio Inhandava apresenta-se com águas razoavelmente limpas, pois não apresentou
concentrações de DBO superiores a 4mg.L-1
.
2.3.2.3 Oxigênio Dissolvido
O oxigênio dissolvido é o parâmetro mais importante para expressar a qualidade de
um ambiente aquático, uma vez que é fundamental para a manutenção dos organismos
aquáticos aeróbios (MACIEL JR., 2000, LIBÂNIO, 2005). Normalmente, águas naturais
possuem concentração em torno de 8,0 mg.L-1
a 25 ºC, sendo a concentração mínima para a
manutenção da biota aquática na faixa de 2,0 mg.L-1
a 5,0 mg.L-1
. Os valores de concentração
de oxigênio dissolvido nos pontos monitorados do Rio Inhandava encontram-se acima de 5,0
mg/L estabelecido pela Resolução Conama 357/2005, atingindo valores elevados em algumas
amostragens, decorrente de um período de cheia do rio quando ocorrem as diluições dos
contaminantes e uma maior incorporação de oxigênio pelas quedas de água ao longo do
período do rio.
A Figura 22 expressa os valores correspondente ao dados de OD monitorados e aos
dados calibrados no modelo Qual2kw ao longo do espaço. Na Tabela 15 tem-se os
coeficientes usados na calibração do modelo, sendo que mantiveram-se constantes nos tres
trechos.
67
Figura 22: Simulação do oxigênio dissolvido.
Tabela 15:Coeficientes usados na calibração do modelo para Oxigênio Dissolvido.
Oxigênio Dissolvido
Elementos Coeficiente de reaeração Velocidade de Sedimentação
d-1
m/d
1 3,000 0,000
2 3,000 0,000
3 3,000 0,000
Segundo Vong Sperling (2007), corpos d’água mais rasos e mais velozes tendem a
possuir um coeficiente de reaeração maior, em torno de 1,15 d-1
devido à facilidade de mistura
ao longo da profundidade e as maiores turbulências na superfície. Para o Rio Inhandava
obteve-se um coeficiente de reaeração de 3,0 d-1
, apresentando melhor ajuste de calibração na
concentraçao de OD.
A concentração de oxigênio dissolvido é considerada uma das mais importantes
variáveis ao se definir a condição do curso d’água e avaliar se o mesmo encontra-se dentro
dos limites da classe de seu enquadramento, tornando-se um bom indicador da capacidade que
um corpo hídrico tem de promover a autodepuração da matéria orgânica descartada em seu
curso.
A concentração de OD diminui ao longo do segmento em estudo, variando de 8,55
mg.L-1
para 8,47 mg.L-1
, sendo que a concentração máxima deste parâmetro não ultrapassou o
valor de 8,67 mg.L-1
. Conforme Bárbara (2006), a redução da concentração de OD pode estar
68
diretamente relacionada com a variação da temperatura, de modo que estes parâmetros são
inversamente proporcionais, ou seja quanto maior a temperatura menor será a concentração de
OD na água.
Segundo Barbara (2006) as causas antrópicas que mais contribuem para o decréscimo
do oxigênio na água são as descargas de efluentes e resíduos sólidos orgânicos no leito dos
rios e a elevação da temperatura hídrica devido a despejos industriais. A matéria orgânica em
excesso provoca a proliferação exagerada das bactérias decompositoras aeróbicas e
facultativas, o que faz com que o OD existente no perfil d’água seja consumido em
quantidades acima do que o sistema consegue repor, causando impactos diretos nos seres
aquáticos aeróbios, principalmente os de vida superior, que desaparecem, empobrecendo a
biodiversidade local. No caso de baixos níveis de oxigênio, passam a existir condições que
favorecem os organismos anaeróbios. Assim, não é incomum a existência de corpos hídricos
com baixas concentrações de OD, ou mesmo em condições de total anaerobiose. Isso ocorre
principalmente em rios situados nas proximidades das grandes cidades, onde a poluição é
mais acentuada.
2.3.2.4 Nitrogênio Orgânico e Inorgânio
Na água, o nitrogênio pode ser proveniente naturalmente, de matérias orgânica e
inorgânica e de chuvas, bem como, pode ser de origem antrópica, através do lançamento de
efluentes domésticos, industriais e de defensivos agrícolas no corpo hídrico (BÁRBARA,
2006). O nitrogênio é um dos responsáveis pelo fenômeno da eutrofização hídrica, uma vez
que sendo um nutriente, responde, juntamente com o fósforo, pela aceleração no
desenvolvimento das algas (RODRIGUES et al., 2002). Dependendo da maneira com que o
nitrogênio se apresente no meio aquático, é possível perceber o estágio de degradação do
manancial; por exemplo: nitrogênio orgânico e amônia estão associados a águas recém
poluídas, uma vez que ainda não ocorreu a oxidação dos mesmos. Sua presença no corpo
hídrico, principalmente quando no processo de conversão da amônia a nitrito e desse a nitrato,
consome oxigênio dissolvido do meio, o que pode afetar negativamente a vida aquática.
Segundo Silva e Jardim (2006), a amônia presente em grande quantidade na água pode ser
tóxica às comunidades aquáticas, principalmente às populações de peixes e invertebrados,
afetando-lhes a capacidade reprodutiva, o crescimento, o comportamento e a formação dos
69
tecidos orgânicos. De acordo com Bottino (2008), a concentração de nitrogênio orgânico
aumenta devido à morte de plantas e diminui por processos de hidrólise e precipitação.
A Tabela 16 apresenta as concentrações reais e abatidas e as porcentagens de
abatimento para Nitrogênio Orgânico e Inorgânico.
70
Tabela 16:Concentração de Nitrogênio Orgânico e Nitrogênio Inorgânico e as porcentagens de abatimento.
Nome N Orgânico
(mg/L)
N Orgânico
abatido
(mg /L)
N Inorgânico
(mg/L)
N Inorgânico
Abatido
(mg/L)
Porcentagem de
abatimento N
Orgânico
(%)
Porcentagem de
abatimento N
Inorgânico
(%)
Carga difusa escoamento
Sub bacia 1
473,10 42,57 552,06 6,30 91,0 98,2
Carga difusa escoamento
Sub bacia 2
530,66 47,57 619,10 128,77 91,0 96,0
Carga difusa escoamento
Sub bacia 3
Cargas Difusas Esgoto
Doméstico
4302,37 387,18 506,36 4,70 91,0 98,9
Maximilhano de Almeida 0,286 0,287 0,33447 0,334 100,0 100,0
Machadinho 0,282 0,283 0,32970 0,330 100,0 100,0
Paim Filho 0,326 0,327 0,38145 0,381 100,0 100,0
São Jose do Ouro 0,271 0,271 0,31616 0,316 100,0 100,0
São João da Urtiga 0,358 0,358 0,41782 0,417 100,0 100,0
Cacique Doble 0,519 0,519 0,60565 0,605 100,0 100,0
Santo Expedito do Sul 0,489 0,490 0,57164 0,571 100,0 100,0
Tupanci do Sul 0,577 0,577 0,67358 0,673 100,0 100,0
Caseiros 0,350 0,350 0,40931 0,409 100,0 100,0
Capão Bonito Do Sul 0,610 0,610 0,71196 0,712 100,0 100,0
Lagoa Vermelha 0,197 0,198 0,23099 0,231 100,0 100,0
71
As Figuras 23, 24 e 25 representam os dados monitorados e calibrados da
concentração de nitrogênio total, nitrogênio orgânico e inorgânico ao longo do eixo
longitudinal.
Figura 23:Simulaçao do nitrogênio total.
A concentração de nitrogênio total diminuiu de 1,84 mg.L -1
para 0,65 mg.L -1
ao
longo do segmento estudado.
Figura 24:Simulação do nitrogênio orgânico.
72
Figura 25: Simulação do nitrogênio inorgânico.
As maiores concentrações de nitrogênio orgânico e inorgânico foram registradas à
juzante do percurso calibrado. Segundo Lima ( 2010) esse decaimento quase regular
observado na Figura 24 e Figura 25, está relacionado com a conversão do nitrogênio orgânico
em nitrogênio inorgânico. Esta heterogeneidade espacial pode estar relacionada com o tipo de
uso e ocupação do solo da bacia, determinando possíveis impactos causados tanto pela
agricultura como pela urbanização.
A calibração para ambos os nitrogênios resultaram nos coeficientes conforme Tabela
17.
Tabela 17:Coeficientes usados na calibração do modelo para N orgânico e inorgânico
Elementos
Nitrogênio Orgânico Amônia Nitrato
Taxa de
Hidrólise
Velocidade de
Sedimentação
Taxa de
Nitrificação
Taxa de
Desnitrificação
Taxa Transferência de
Sedimentação
d -1
m/ d d -1
m/ d m/d
Alto Inhandava 0,200 0,000 1,100 0,500 0,000
Médio Inhandava 0,500 0,000 1,200 0,500 0,00
Baixo Inhandava 0,900 0,000 1,300 0,600 0,00
McAvoy et al. (2002) ao estudar o Rio Balatuin (Filipinas) obteve coeficientes de
5,20 d-1
. De acordo com Ning et al. (2001), que realizaram pesquisas no Rio Kao-Ping, os
coeficientes de sedimentação do Nitrogênio Orgânico e Oxidação da Amônia variam de zero a
9 d-1
. Verifica-se que os coeficientes obtidos para o Rio Inahndava variaram de 0,2 a 0,9 para
nitrogênio orgânico e de 1,10 a 1,30 para a oxidação da amônia.
73
Alexander et a. (2007) ressaltaram que o fluxo de nitrogênio nos cursos d’ água tem
efeito cumulativo, devido os processos que controlam o transporte desse composto do
ecossistema terrestre para o aquático. Deste modo, a hidrologia tem papel fundamental no
transporte de nitrogênio, seja pela drenagem da bacia ou via precipitação.
Os autores ( op.cit) comentam ainda que os rios de baixa ordem tem seu curso bastante
dendritico e são drenandos por pequenos córregos, deste modo qualquer alteração no regime
hidrologico ou condições fisico- química do meio podem aumentar as concentrações de
diferentes substâncias, comprometendo a qualidade das águas.
O nitrogênio pode ser um nutriente limitante em muitos ambientes aquaticos,mas
atualmente são raros os sistemas hídricos que tem sua produtividade diminuida devido a falta
desse elemento. Essa situação ocorre devido ao crescente impacto humano sobre os
ecossistemas que carreiam as mais diversas formas de nitrogênio para dentro das águas
( FISHER et al. 2007).
Essa abordagem pode servir como ferramenta para medidas de proteção de
ecossistemas aquáticos, uma vez que Fisher (et al.2007) constastaram um aumento da
quantidade das formas de nitrogênio advindos das atividades como agricultura, criação de
gado, atividades industiais e urbanização.
2.3.2.5 Fósforo Orgânico e Inorgânico
O fósforo é um nutriente indispensável a todas as formas de vida, uma vez que
participa nos processos de respiração, fotossíntese e reprodução celular. Além disso, é de
extrema importância para o crescimento dos microorganismos que atuam na estabilização da
matéria orgânica presente na água. A alta concentração desse nutriente acarreta na
proliferação excessiva de algas e consequente eutrofização do corpo hídrico, causando
alterações nas condições físico-químicas das águas e na comunidade aquática (MACIEL JR.,
2000).
Na análise das concentrações de fósforo total percebe-se que tanto os dados
monitorados quanto os dados simulados apresentam índices superiores ao estabelecido pela
Resolução Conama 357/2005, possivelmente devido a influência das atividades agrícolas e
urbanas, como ocorre nos casos descritos por Tundisi (2003) E Koning et al. (2008) que
constataram a presença em excesso do parâmetro fósforo em ambientes fluviais.
74
A Tabela 18 apresenta as concentrações reais e abatidas e as porcentagens de
abatimento para Fósforo Orgânico e Inorgânico.
75
Tabela 18:Concentração de Fósforo Orgânico e Fósforo Inorgânico real e abatido e a porcentagem de abatimento.
Nome P Orgânico
(mg/L)
P Orgânico
abatido
(mg /L)
P Inorgânico
(mg/L)
P Inorgânico
Abatido
(mg/L)
Porcentagem de
abatimento P
Orgânico
(%)
Porcentagem de
abatimento P
Inorgânico
(%)
Carga difusa escoamento
Sub bacia 1
90,00 1,800 90,00 4,500 98 95
Carga difusa escoamento
Sub bacia 2
1839 36,780 1839 91,98 98 95
Carga difusa escoamento
Sub bacia 3
67,28 1,340 67,28 3,36 98 95
Cargas difusas esgoto doméstico
Maximilhano de Almeida 0,1493 0,1493 0,1493 0,1493 100,0 100,0
Machadinho 0,1471 0,1471 0,1471 0,1471 100,0 100,0
Paim Filho 0,1702 0,1702 0,1702 0,1702 100,0 100,0
São Jose do Ouro 0,1411 0,1411 0,1411 0,1411 100,0 100,0
São João da Urtiga 0,1865 0,1865 0,1865 0,1865 100,0 100,0
Cacique Doble 0,2703 0,2703 0,2703 0,2703 100,0 100,0
Maximilhano de Almeida 0,2551 0,2551 0,2551 0,2551 100,0 100,0
Santo Expedito do Sul 0,3007 0,3007 0,3007 0,3007 100,0 100,0
Tupanci do Sul 0,1827 0,1827 0,1827 0,1827 100,0 100,0
Caseiros 0,3178 0,3178 0,3178 0,3178 100,0 100,0
Capão Bonito Do Sul 0,1031 0,1031 0,1031 0,1031 100,0 100,0
Lagoa Vermelha 0,1493 0,1493 0,1493 0,1493 100,0 100,0
76
As Figuras 26, 27 e 28 representam a concentração de Fósforo total, orgânico e
inorgânico ao longo do eixo longitudinal para os 181,7 km em estudo do rio. A calibração do
modelo apresentou coeficientes de hidrólise e velocidade de sedimentação para fósforo
orgânico e inorgânico conforme Tabela 19.
Figura 26:Simulação Fósforo Total.
As concentrações de fósforo total resultantes da simulação do segmento do rio em
estudo apresentaram uma redução, de jusante a montante, de 0,250 mg.L -1
para 0,065 mg.L -1
Figura 27:Simulação do fósforo orgânico.
77
Figura 28:Simulação do fósforo inorgânico.
Tabela 19:Coeficientes de calibração do Qual2k para fósforo orgânico e inorgânico.
Elementos
Fósforo Orgânico Fósforo Inorgânico
Taxa de Hidrólise Velocidade de
Sedimentação
Velocidade de
Sedimentação
d m/d m/d
1 0,200 2,000 2,000 2 0,200 2,000 2,000 3 0,200 2,000 2,000
A concentração de fósforo orgânico (Figura 27) e inorgânico (Figura 28) resultante da
simulação do segmento do rio em estudo apresentou um aumento à jusante. Desta maneira,
pode-se observar que a concentração até o km 136,9 está dentro do padrão de qualidade
estipulado pela resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005), e após esse trecho há um
aumento na concentração de modo que o último trecho encontra-se fora do padrao
estabelecido pela legislação. Este aumento observado pode estar interligado a drenagem
pluvial de areas agricultaveis (fertilizantes) e áreas urbanas, além das cargas veiculadas pelos
esgotos (atividades fisiológicas e detergentes). O modelo respondeu satisfatoriamente a
calibração.
A concentração de fósoforo inorgânico (Figura 27) apresentou comportamento similar
ao apresentado pela fósforo orgânico, tendendo a uma aumento à juzante.
A velocidade de sedimentação (Tabela 19), assim como a taxa de hidrólise, para a
calibração do modelo mostrou-se único e constante da cabeceira a jusante tanto para os dados
modelados para fósforo orgânico como para o inorgânico.
78
O fósforo é um nutriente fundamental para o crescimento e multiplicação das bactérias
responsáveis pelos mecanismos bioquímicos de estabilização da matéria orgânica (SANTOS,
2006). Além disso segundo Knapick ( 2009) , apesar da necessidade de fósforo não ser tão
elevada em comparação a outros elementos como carbono, oxigênio, hidrogênio ou
nitrogênio, é um elemento limitante para o crescimento das comunidades .
2.3.2.6 Coliformes Termotolerantes
A determinação da concentração dos coliformes assume importância como parâmetro
indicador da possibilidade da existência de microorganismos patogênicos, responsáveis pela
transmissão de doenças de veiculação hídrica, tais como febre tifóide, febre paratifóide,
disenteria bacilar e cólera.
O parâmetro coliforme total varia entre os pontos e entre as datas de amostragens. Na
primeira análise não foi analisado o parâmetro coliforme fecal, pois a data de amostragem não
foi compatível com os horários do laboratório. As variações nas concentrações desse
parâmetro são decorrentes de muitos fatores , os mais importantes são o uso do solo na região
de análise e o regime pluviométrico dos dias anteriores das coletas, que acabam carreando
para dentro do rio diversas cargas orgânicas com esses organismos que são de fonte
geralmente de dejetos humanos e animais.
A Tabela 20 apresenta as concentrações de coliformes reais e abatidas e as
porcentagens de abatimento.
A Figura 29 apresenta a concentração de coliformes totais ao longo do eixo
longitudinal dos 181, 7 km em estudo do Rio Inhandava.
79
Tabela 20:Concentrações reais e abatidas de coliformes e porcentagem de abatimento.
Nome Coliformes Totais
(NMP/100 ml)
Coliformes
Totais abatidos
(NMP/100 ml)
Porcentagem de
abatimento
(%)
Carga difusa escoamento
Sub bacia 1
1100,294 11,2949 98,0
Carga difusa escoamento
Sub bacia 2
12000,630 12,63007 99,8
Carga difusa escoamento
Sub bacia 3
4170581,564 4170,5816 99,9
Cargas difusas esgoto doméstico
Maximilhano de Almeida 59726,25 597,26 90,0
Machadinho 58874,77 5887,77 90,0
Paim Filho 68115,84 6811,584 90,0
São Jose do Ouro 56457,30 564,57 90,0
São João da Urtiga 74611,35 74611,40 90,0
Cacique Doble 108151,48 1081,51 90,0
Santo Expedito do Sul 102077,83 1020,80 90,0
Tupanci do Sul 120282,89 1202,80 90,0
Caseiros 73091,48 730,90 90,0
Capão Bonito Do Sul 127135,06 1271,35 90,0
Lagoa Vermelha 41247,56 41247,60 90,0
Figura 29:Simulação de coliformes fecais.
As concentrações de coliformes totais apresentaram aumentos de montante para
jusante, que podem ser decorrente da presença de perímetro urbano, evidenciando a forte
influência dos esgotos urbanos na contribuição para a elevação dos teores desta variável no
rio.
80
2.3.2.7 Potencial Hidrogeniônico (pH)
O pH representa a concentração de íons hidrogênio H+ dando uma indicação de acidez,
neutralidade ou alcalinidade. Os resultados obtidos nos pontos monitorados mantiveram-se na
faixa de 6,9 a 7,1, mantendo-se dentro dos limites estabelecidos pela Resolução CONAMA
nº. 357/2005 para rios de classe 2.
A influência do pH sobre os ecossistemas aquáticos naturais dá-se diretamente devido
a seus efeitos sobre a fisiologia das diversas espécies (CETESB, 2007). Também o efeito
indireto é muito importante podendo em determinadas condições de pH contribuírem para a
precipitação de elementos químicos tóxicos como metais pesados sendo que em outras
condições podem exercer efeitos sobre as solubilidades de nutrientes.
A Figura 30 apresenta a simulação do pH ao longo do eixo longitudinal.
Figura 30:Simulação do pH.
A análise do pH fornece uma indicação sobre a condição de acidez, neutralidade ou
alcalinidade da água. O valor médio do pH variou de 7,1 a 7,5 permanecendo dentro dos
limites da Resolução CONAMA 357/05 (entre 6,0 e 9,0), de forma que não sofreram grande
variação longitudinal e mantiveram as mesmas variações dos dados monitorados
espacialmente.
81
3 CONCLUSÃO
A qualidade da água demonstrou variações nos resultados mas sem nenhum
comportamento espacial visível, isso ocorre devido ao uso da microbacia hidrográfica ser em
sua grande maioria agrícola e pecuário e serem todas fontes de poluição difusas, onde a
contaminação pelas atividades depende muito de fatores climáticos. O enquadramento do rio
baseado na Resolução CONAMA 357/05, para efeitos de comparações, apresentaram
resultados de parâmetros elevados de Coliformes Fecais e Fósforo, demonstrando uma
possível poluição por dejetos suínos.
A vazão determinada no ponto um foi de 8 m³/s , atingindo 50,60 m³/s no ponto dez,
aumentando dessa forma a jusante do rio, esse aumento de vazão facilita a autodepuração do
meio e consequentemente o poder de aeração do rio.
A calibração dos dados de qualidade da água do Rio Inhandava apresentaram bons
ajustes de calibração, uma vez que conseguiu-se observar que a autodepuração ao longo do
trecho monitorado é baixa, pois as concentrações de oxigênio dissolvido ficaram acima da
concentração mínima de 2,0 mg.L-1
a 5,0 mg.L-1,
para a manutenção da biota aquática.
A partir da calibração foi possível obter coeficientes cinéticos e de degradação, os
quais poderão ser utilizados na tomada de decisõe locais, visando estudos de redução de
cargas poluidoras para atingir classes de enquadramento requerido pelos gestores, na busca de
minimização dos impactos.
Com a avaliação dos dados de qualidade e de calibração percebe-se que o Rio
Inhandava não possui níveis críticos de poluição, uma vez que não foram atingidos níveis
extremos de concentrações, mas é preciso ressaltar que o seu monitoramento é de relevante
importância, a fim de que sejam diagnosticados possíveis impactos nesse recurso hídrico que
é de fundamental importância para a região norte do estado Rio Grande do Sul.
3.1 Sugestões
Maiores estudo sobre autodepuração na bacia do Rio Inhandava identificando
outros pontos críticos relacionados à poluição, importantes na tomada de
decisões com relação ao saneamento.
82
O monitoramento do corpo hídrico em estudo deveria ser continuo,
aumentando a precisão dos resultados e construindo um histórico do
comportamento do rio Inhandava. Nestas condições obterá maior quantidade
de informações para subsidiar modelos de qualidade de água.
Realização de prognósticos futuros da qualidade da água do Rio Inhandava.
83
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