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Monitoramento Ambiental das Águas do Rio Passo Fundo e calibração de modelo de qualidade, utilizando o software
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Monitoramento
Calibração
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mbiental das Águas do Rio Passo Fundo e calibração de modelo de qualidade, utilizando o software QUAL2K
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
URSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Rogério Luís Casagrande
Monitoramento Ambiental das Águas do Rio Passo Fundo e
alibração de Modelo de Qualidade - QUAL2K
Passo Fundo, 2011.
mbiental das Águas do Rio Passo Fundo e calibração de modelo de
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
URSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
das Águas do Rio Passo Fundo e
QUAL2K
2
Rogério Luís Casagrande
Monitoramento Ambiental das Águas do Rio Passo Fundo
e Calibração de Modelo de Qualidade QUAL2K
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. Eduardo Pavan Korf, Mestre
em Engenharia
Passo Fundo, 2011.
3
Rogério Luís Casagrande
Monitoramento Ambiental das Águas do Rio Passo Fundo e
Calibração de Modelo de Qualidade – QUAL2K
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:_________________________
Eduardo Pavan Korf, Engenheiro Ambiental, Mestre
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Simone Fiori, Engenheira Civil, Mestre
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Marcelo Henkemeier, Químico Doutor.
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Passo Fundo, dezembro de 2011.
4
“O homem acredita mais com os olhos do que com
os ouvidos. Por isso longo é o caminho através de
regras e normas, curto e eficaz através do exemplo”
Sêneca
5
AGRADECIMENTOS
Agradeço primeiramente a Deus, por ter-me concedido vida e saúde para poder aprender cada
vez mais e por me dar força, não me deixando desistir nas horas mais difíceis;
Dedico este trabalho “in memorian” a minha avó materna (Assunta), que estando onde estiver
seus ensinamentos serviram para me tornar parte do que hoje sou.
A toda minha família que sempre me apoiou em todos os momentos difíceis, minha mãe
Analice com incansáveis conselhos que levarei para toda a vida. E mesmo pela distância
nunca deixaram de me ajudar no possível, com luta e determinação, para meu sonho ser
realizado;
Ao meu pai Luiz, por todas as viagens até Passo Fundo para ajudar-me nas coletas de
monitoramento efetuadas para este trabalho;
Ao orientador Prof. Eduardo Pavan Korf, agradeço pela confiança e principalmente pela
dedicação ao meu trabalho, paciência e auxilio prestado. Sendo um amigo em todos os
momentos e um excelente professor e profissional;
A todos os meus professores, que contribuíram não somente para meu crescimento
acadêmico, mas também como cidadão;
A responsável pelo laboratório da engenharia ambiental Marilda, pela ajuda amizade e auxilio
prestado ao longo de todas as analises realizadas.
Agradeço a todas as amizades feitas nesses anos de faculdade. Em especial a “Máfia do
Schweig”. Ao Heberton pela força e conselhos prestados nas horas de extrema necessidade, e
aos amigos da turma de engenharia 2007/1 que tive o prazer de conviver e que estão agora se
formando comigo, Maikielli, Iziquiel e Rubinho... entre muitos outros.
Enfim, a todos que de alguma maneira colaboraram para meu crescimento profissional e
pessoal.
6
RESUMO
A ação antrópica modifica os ecossistemas naturais, alterando as transferências de
sedimentos e nutrientes aos ambientes aquáticos. O presente projeto tem como objetivo o
monitoramento da qualidade das águas superficiais do trecho do Rio Passo Fundo, localizado
na zona de influência da área urbana da cidade de Passo Fundo - RS e a calibração de dados
monitorados ao modelo de qualidade da água de rios, utilizando solução numérica
introduzidas no software QUAL2K para determinação dos parâmetros cinéticos e de
degradação dos poluentes predominantes. O monitoramento ocorreu em um período de 117
dias, com inicio em janeiro de 2011, realizando-se cinco amostragens em cada um dos pontos
selecionados com intervalos mensais. Os parâmetros analisados foram temperatura, turbidez,
condutividade elétrica, oxigênio dissolvido (OD), pH, demanda bioquímica de oxigênio
(DBO), demanda química de oxigênio (DQO), sulfatos, cloretos, nitrogênio total, fósforo total
e coliformes termotolerantes. Os resultados para pH, turbidez, sulfatos, temperatura e
condutividade elétrica estão de acordo com a Resulução CONAMA nº 357/2005. Os demais
parâmetros apresentaram variações em algumas coletas, sendo os valores de OD e DBO os
mais críticos para todos os tempos amostrados. As descargas de efluente doméstico e
industrial em pontos específicos são as possíveis causas pela não conformidade dos
parâmetros analisados com a resolução de qualidade de corpos hídricos. O modelo calibrado
QUAL2K mostrou-se como um instrumento para o auxilio na gestão dos recursos hídricos,
uma vez que se conseguiu observar os resultados de autodepuração a jusante do rio em
estudo.
1
ABSTRACT
The human action modifies the natural ecosystems, altering the transfer of sediment
and nutrients to aquatic environments. This project aims to monitor the quality of surface
waters of the river stretch of Passo Fundo, located in the zone of influence of the urban area of
the city of Passo Fundo - RS and calibration of monitoring data to the model of water quality
of rivers using introduced in the numerical solution QUAL2K software to determine the
kinetic parameters and degradation of pollutants prevalent. The monitoring occurred in a
period of 117 days, starting in January 2011, there were five samples in each of the selected
points at monthly intervals. The parameters studied were temperature, turbidity, conductivity,
dissolved oxygen (DO), pH, biochemical oxygen demand (BOD), chemical oxygen demand
(COD), sulfates, chlorides, total nitrogen, total phosphorus and fecal coliform. The results for
pH, turbidity, sulfates, temperature and electrical conductivity are in agreement with the
Resulução CONAMA 357/2005. The other parameters showed variations in some samples,
the values of DO and BOD the most critical times for all sampled. The discharge of industrial
wastewater and specific points are possible causes for non-conformity of the parameters
analyzed with the resolution of quality of water bodies. The calibrated model QUAL2K,
proved to be a tool to aid in the management of water resources, since it was able to observe
the results of self-purification in the river downstream of the study.
2
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1. Diagrama de um corpo hídrico sem tributários. ........................................................ 27
Figura 2. Diagrama de um corpo hídrico com seus tributários ................................................ 28
Figura 3: Canal trapezoidal (equação de Manning).................................................................. 29
Figura 4. Balanço geral de calor simulada ............................................................................... 29
Figura 5. Divisão Bacia Hidrográfica ....................................................................................... 34
Figura 6. Bacia Hidrográfica do Rio Passo Fundo. .................................................................. 36
Figura 7. Efluente sendo lançado in situ entre o 5,76 km e 8,57 km........................................ 37
Figura 8. Resíduo seco nas águas do Rio Passo Fundo ............................................................ 38
Figura 9: Pontos de Monitoramento do Rio Passo Fundo. ....................................................... 39
Figura 10. Inicio do monitoramento (km 0) ............................................................................. 40
Figura 11. Córrego km 2,5, próximo as residências ................................................................. 40
Figura 12. km 5,76 - próximo a Empresa COLEURB ............................................................. 41
Figura 13. km 8,57 próximo a Embrapa Trigo ......................................................................... 41
Figura 14. Técnica de coleta de águas superficiais efetuada diretamente com as mãos. ......... 44
Figura 15: Divisão do rio em elementos ................................................................................... 46
Figura 16 - Precipitação (mm) no primeiro semestre em Passo Fundo 2011 ........................... 54
Figura 17. Variação espacial média da vazão (m³/s) ................................................................ 55
Figura 18. Variação da temperatura por tempo de coleta. ........................................................ 56
Figura 19. Variação espacial da temperatura média ................................................................. 57
Figura 20. Variação do pH por tempo de coleta. ...................................................................... 58
Figura 21. Variação espacial média do pH ............................................................................... 58
Figura 22. Variação de DBO por tempo de coleta. .................................................................. 59
Figura 23. Variação espacial média da DBO ........................................................................... 60
Figura 24. Variação de DQO por tempo de coleta. .................................................................. 61
Figura 25: Variação espacial média da DQO ........................................................................... 61
Figura 26. Variação de OD por tempo (dias) de coleta ............................................................ 63
Figura 27. Variação espacial média de OD .............................................................................. 63
Figura 28. Variação OD X DBO nos 112 dias ......................................................................... 65
Figura 29. Variação de Nitrogênio por tempo (dias) de coleta ................................................ 66
Figura 30. Variação espacial média de Nitrogênio................................................................... 66
Figura 31. Variação de fósforo por tempo (dias) de coleta ...................................................... 67
Figura 32. Variação espacial média de fósforo ........................................................................ 68
3
Figura 33. Variação de Cloretos por tempo (dias) de coleta .................................................... 69
Figura 34. Variação espacial média de Cloretos ...................................................................... 69
Figura 35. Variação de sulfato por tempo (dias) de coleta ....................................................... 71
Figura 36. Variação espacial média de Sulfato ........................................................................ 71
Figura 37. Variação de Condutividade Elétrica por tempo (dias) de coleta ............................. 72
Figura 38. Variação espacial média de Condutividade Elétrica ............................................... 72
Figura 39. Variação da Turbidez por tempo (dias) de coleta ................................................... 74
Figura 40. Variação espacial média da Turbidez ..................................................................... 74
Figura 41. Variação de coliformes termotolerantes por tempo (dias) de coleta ....................... 75
Figura 42. Variação espacial média de Coliformes Termotolerantes ....................................... 76
Figura 43: Vazão média ao longo do eixo longitudinal do percurso em estudo do Rio Passo
Fundo ................................................................................................................................. 77
Figura 44: Variação da temperatura ao longo do eixo longitudinal do percurso em estudo do
Rio Passo Fundo ................................................................................................................ 78
Figura 45: Variação do pH ao longo do eixo longitudinal do percurso em estudo do Rio Passo
Fundo. ................................................................................................................................ 80
Figura 46: Concentração de fósforo orgânico ao longo do eixo longitudinal .......................... 81
Figura 47: Concentração de fósforo inorgânico ao longo do eixo longitudinal ....................... 81
Figura 48: Concentração de nitrogênio orgânico ao longo do eixo longitudinal ..................... 83
Figura 49: Concentração de nitrogênio inorgânico ao longo do eixo longitudinal .................. 83
Figura 50: Concentração de DBO ao longo do eixo longitudinal ............................................ 85
Figura 51: Concentração de OD ao longo do eixo longitudinal ............................................... 86
4
LISTA DE QUADROS
Quadro 1: Evolução dos modelos de qualidade da água .......................................................... 24
Quadro 2. Diferenças entre o QUAL2K e o Qual2E ................................................................ 26
Quadro 3: Variáveis simuladas pelo modelo QUAL2K ........................................................... 30
Quadro 4: Equações de previsão para o coeficiente de reaeração, K2, (d-1), na base
logarítmica, a 20 ºC. ........................................................................................................... 31
Quadro 5: Valores típicos dos coeficientes de remoção de DBO (K1 e K2) a 20 ºC ............... 33
Quadro 6. Parâmetros monitorados e analisados em laboratório ............................................. 42
Quadro 7: Precipitação (mm) dos 7 dias anteriores de cada coleta. ......................................... 44
Quadro 8: Representação dos trechos simulados ..................................................................... 46
Quadro 9: Representação dos elementos simulados ................................................................. 46
Quadro 10: Planilha “Reach” usada para especificar os elementos, à distância e elevações .. 49
Quadro 11: Planilha usada para a entrada dos dados de calibração da cabeceira do rio .......... 49
Quadro 12: Planilha com dados hidráulicos ............................................................................. 51
Quadro 13: Planilha de água WQ Data .................................................................................... 52
Quadro 14: Coeficientes de calibração do QUAL2K para fósforo orgânico e inorgânico....... 81
Quadro 15: Coeficientes usados na calibração do modelo para N orgânico e inorgânico. ...... 84
5
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Valores típicos de parâmetros de carga orgânica (mg/l) no esgoto sanitário ........... 17
Tabela 2: Coeficiente de reaeração para corpos hídricos com diversas características ............ 32
6
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................... 8
1.1 Problema de Pesquisa .................................................................................................. 8
1.2 Justificativa .................................................................................................................. 9
1.3 Objetivos .................................................................................................................... 11
1.3.1 Objetivo Geral .................................................................................................... 11
1.3.2 Objetivos Específicos ......................................................................................... 11
2 REVISÃO DA LITERATURA ......................................................................................... 12
2.1 A Poluição Hídrica e a Gestão dos Recursos Hídricos .............................................. 12
2.2 As Bacias Hidrográficas ............................................................................................ 13
2.2.1 Mananciais Urbanos ........................................................................................... 13
2.3 Impactos das ações humanas sobre a qualidade da água ........................................... 14
2.3.1 Esgoto Doméstico ............................................................................................... 16
2.3.2 Esgoto Industrial ................................................................................................. 17
2.4 O monitoramento dos recursos hídricos .................................................................... 18
2.5 Indicadores de Qualidade de Água ............................................................................ 19
2.6 As Legislações e Padrões de Qualidade das Águas Superficiais ............................... 20
2.7 Transporte de Massa em Rios .................................................................................... 21
2.8 Dispersão Longitudinal .............................................................................................. 23
2.9 Modelos Matemáticos de qualidade da água ............................................................. 23
2.9.1 Modelo QUAL2K ............................................................................................... 26
3 MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................... 34
3.1 Local de Estudo ......................................................................................................... 34
3.1.1 Caracterização da Bacia do Rio Passo Fundo .................................................... 34
3.1.2 Caracterização do Rio Passo Fundo ................................................................... 36
3.2 Pontos Monitorados ................................................................................................... 38
3.3 Parâmetros Monitorados, métodos de análise e amostragem .................................... 42
3.4 Variáveis Hidrológicas .............................................................................................. 44
3.5 Utilização do Modelo ................................................................................................. 45
3.5.1 Calibração do Modelo QUAL2K ....................................................................... 47
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ....................................................................................... 54
4.1 Parâmetros Hidrológicos ............................................................................................ 54
7
4.2 Monitoramento Temporal e Espacial ......................................................................... 55
4.2.1 Vazão .................................................................................................................. 55
4.2.2 Temperatura ........................................................................................................ 56
4.2.3 Potencial Hidrogenionico (pH) ........................................................................... 57
4.2.4 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) ........................................................ 59
4.2.5 Demanda Química de Oxigênio (DQO) ............................................................. 61
4.2.6 Oxigênio Dissolvido (OD) ................................................................................. 62
4.2.7 OD x DBO .......................................................................................................... 64
4.2.8 Nitrogênio Total ................................................................................................. 65
4.2.9 Fósforo ................................................................................................................ 67
4.2.10 Cloretos ............................................................................................................... 69
4.2.11 Sulfatos ............................................................................................................... 70
4.2.12 Condutividade Elétrica ....................................................................................... 72
4.2.13 Turbidez .............................................................................................................. 73
4.2.14 Coliformes Termotolerantes ............................................................................... 75
4.3 Simulação do Modelo QUAL2K ............................................................................... 77
4.3.1 Vazão .................................................................................................................. 77
4.3.2 Temperatura ........................................................................................................ 78
4.3.3 pH ....................................................................................................................... 79
4.3.4 Fósforo orgânico e inorgânico ............................................................................ 80
4.3.5 Nitrogênio Orgânico e Inorgânico ...................................................................... 82
4.3.6 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) ........................................................ 84
4.3.7 Oxigênio Dissolvido (OD) ................................................................................. 86
5 CONCLUSÃO E SUGESTÕES ........................................................................................ 88
5.1 Conclusão ................................................................................................................... 88
5.2 Sugestões ................................................................................................................... 89
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..................................................................................... 90
8
1 INTRODUÇÃO
1.1 Problema de Pesquisa
Dentre os recursos naturais fundamentais, a água é o que possui maior destaque, pois
sua disponibilidade é necessária a todo tipo de vida no planeta, bem como para a maioria dos
meios de produção. A disponibilidade de água significa não somente que ela seja satisfatória
em quantidade, mas também que sua qualidade para suprir as necessidades de um
determinado conjunto de seres vivos.
Quando o esgoto sanitário é lançado in natura nos corpos d’água, isto é, sem receber
tratamento prévio, dependendo da relação entre as vazões de esgoto lançado e do corpo
receptor, podem-se esperar, na maioria das vezes, sérios prejuízos à qualidade da água
(NUVOLARI, 2003). Além do aspecto visual desagradável, pode haver declínio dos níveis de
oxigênio dissolvido (OD), afetando a sobrevivência dos organismos aquáticos, exalação de
gases mal cheirosos e possibilidade de contaminação de animais e seres humanos pelo
consumo ou contato com essa água, dentre outros aspectos.
O saneamento precário e a ausência de esgoto tratado podem fazer com que o solo e as
águas superficiais e subterrâneas sejam contaminados por agentes patogênicos presentes nas
fezes dos seres humanos e dos animais. Esses agentes podem atingir a água potável, usada no
cultivo de alimentos e contato humano, causando malefícios ao organismo humano. As
pessoas também se contaminam pelo contato com a água através da recreação de contato
primário. A maior parte das águas coletadas pelos sistemas de esgoto em países em
desenvolvimento é despejada sem tratamento em rios, lagos e oceanos, prejudicando os
potenciais benefícios à saúde das instalações básicas, sendo que apenas uma pequena fração
recebe tratamento adequado (CLARKE e KING, 2005 apud BOTTINO, 2008).
A qualidade de um recurso hídrico é diretamente proporcional à ocupação da bacia
hidrográfica e às atividades nela desenvolvidas (MINELLA, 2005). A cidade de passo fundo,
localizada no norte do estado do Rio Grande do Sul teve um crescimento populacional
acelerado nos últimos anos, o que resultou no aumento da geração de resíduos sólidos e
efluentes líquidos, fato que se agrava pela ausência de uma rede adequada de saneamento. A
presença de alguns bairros e localidades, cujo acelerado processo de ocupação, muitas vezes
9
irregular, foi responsável pela alteração significativa do aspecto original de qualidade das
águas superficiais. Uma vez que as porções ribeirinhas já tenham sido ostensivamente
ocupadas, iniciou-se um processo de ocupação urbanística para o interior da área, provocando
um crescimento acelerado e desordenado.
Nesse contexto, Benassi (2002) apud BOTTINO (2008), relata que os cursos d’água
possuem capacidade natural de depurar a matéria orgânica, já que os rios são ecossistemas
predominantes heterotróficos e possuem uma gradiente longitudinal. Entretanto, o lançamento
indiscriminado de efluentes pode ultrapassar a capacidade de suporte do ambiente aquático,
ou seja, exceder a capacidade do rio em suportar ou mesmo estimular alterações nos processos
químicos, físicos e biológicos para a manutenção da qualidade das águas.
1.2 Justificativa
A modelagem ambiental é uma ferramenta importante para avaliar, dentre outras
funções, a qualidade das águas superficiais e a sua capacidade de autodepuração e suporte das
cargas orgânicas lançadas por fontes poluidoras. Dessa forma, é possível que se faça um
diagnóstico da qualidade de água do trecho estudado e também um prognóstico com cenários
futuros da qualidade da água, com a inserção ou exclusão de fontes poluidoras.
O monitoramento ambiental da qualidade das águas se faz necessário para calibração
de modelos de qualidade, com o objetivo de determinar os parâmetros que caracterizam os
processos físicos de transporte e cinética dos poluentes no corpo hídrico superficial. Para isso,
é necessário avaliar quais os poluentes que são passíveis de alteração da qualidade das águas
superficiais devido à ação das fontes poluidoras predominantes.
Assim, a modelagem da qualidade da água apresenta-se como instrumento para obtenção
de informações sobre os processos e interações que ocorrem no corpo hídrico, bem como, seu
comportamento atual e futuro frente às diversas situações. Os modelos matemáticos estão sendo
cada vez mais utilizados em estudos ambientais, pois auxiliam na compreensão dos impactos
resultantes das mudanças no uso da terra e na previsão de alterações futuras nos ecossistemas
(RENNÓ & SOARES, 2000).
Para que este gerenciamento de controle e proteção dos recursos hídricos possa ser de
fato realizado, é importante a utilização de ferramentas que nos possibilitem uma análise mais
10
complexa e um prognostico mais próximo a realidade. Para tanto, existem os modelos
matemáticos de qualidade, que são utilizados para este fim, permitindo uma simulação dos
processos de autodepuração dos rios e, conseqüentemente, auxílio no processo de tomada de
decisão para o gerenciamento deste recurso.
Segundo Chapra (2008), o software QUAL2K é uma solução numérica do modelo da
qualidade de águas superficiais e é comumente aplicado na simulação da qualidade de água
em córregos e rios. Pode ser utilizado, para fazer a previsão dos impactos ambientais em
relação à qualidade da água proporcionados pela instalação e operação de um determinado
empreendimento. Baseia-se em equações diferenciais ordinárias para sistemas
unidimensionais e de fluxo constante, podendo ser utilizado para simular o comportamento de
diversos indicadores e parâmetros de qualidade da água, fornecendo informações sobre o
comportamento do meio sob as condições impostas pelo empreendimento sem que o mesmo
ainda não esteja instalado, ou seja, uma importante ferramenta para a avaliação de impacto
ambiental.
A modelação da qualidade da água do Rio Passo Fundo irá 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. Será 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 Passo Fundo – RS, poderão ser determinar coeficientes cinéticos e de degradação para
diferentes parâmetros de qualidade da água, permitindo, por fim, executar-se a avaliação e
comparação de diferentes cenários futuros.
11
1.3 Objetivos
1.3.1 Objetivo Geral
O objetivo geral deste trabalho foi monitorar a qualidade da água em um trecho do Rio
Passo Fundo, localizado na zona de influência da área urbana e a calibração de dados
monitorados ao modelo de qualidade, utilizando solução numérica implementada no software
QUAL2K para determinação dos parâmetros cinéticos e de degradação dos poluentes
predominantes.
1.3.2 Objetivos Específicos
Para o cumprimento do objetivo geral os seguintes objetivos específicos foram
propostos:
a) Analisar a variabilidade temporal e espacial das variáveis físicas, químicas e
biológicas de qualidade do Rio Passo Fundo;
b) Caracterizar a qualidade da água de acordo com os limites de qualidade impostos
pela legislação vigente;
c) Realizar a calibração das variáveis monitoradas ao modelo de qualidade de águas
superficiais, utilizando a solução numérica implementada no software QUAL2K.
12
2 REVISÃO DA LITERATURA
2.1 A Poluição Hídrica e a Gestão dos Recursos Hídricos
O crescimento da demanda mundial, por água de boa qualidade, à uma taxa superior à
taxa de renovação do ciclo hidrológico, é um consenso nos meios técnicos e científicos
internacionais. Este crescimento tende a se tornar uma das maiores pressões antrópicas sobre
os recursos naturais do planeta no próximo século. De fato, o consumo mundial d'água
cresceu mais de seis vezes entre 1900 e 1995 - mais que o dobro das taxas de crescimento da
população - e continua a crescer rapidamente com a elevação de consumo dos setores
agrícola, industrial e residencial (WMO, 1997).
A escassez de recursos hídricos traz sérias limitações para o desenvolvimento, ao
restringir o atendimento às necessidades humanas, o que freqüentemente é acompanhado pela
degradação acelerada dos ecossistemas aquáticos. A escassez e a degradação não são
fenômenos que acontecem apenas nos dias de hoje. Por volta de 2000 a.C., a decadência
econômica dos sumérios decorreu da estagnação de sua agricultura irrigada em razão da
salinização do solo. Grandes impérios na Mesopotâmia, no Egito, na Índia e na China
dependiam diretamente do aproveitamento dos seus recursos hídricos. Tales de Mileto, 625-
558 a.C., já afirmava que a água estava no princípio de tudo e, um pouco mais tarde, Platão,
427-558 a.C., defendeu a necessidade de disciplinar o uso e de se evitar a degradação dos
corpos de águas (FREITAS, 2000).
À escassez d'água, que é grave em diversas regiões, adiciona-se a poluição
concentrada e difusa dos corpos hídricos. Somente a imposição de marcos regulatórios cada
vez mais restritivos e a realização de investimentos em estações de tratamento d'água
permitirão aos países melhorar gradualmente a qualidade de seus corpos hídricos. Mesmo nos
países mais desenvolvidos, uma boa parcela das águas poluídas ainda não é tratada, antes de
descarregadas nos rios, lagos e oceanos. Nos países do Sul da Europa Ocidental, mais de 50%
das populações ainda não têm acesso às redes de esgotamento sanitário. A situação é bem pior
nos países em desenvolvimento. A saúde humana é gravemente afetada pela aceleração da
contaminação de recursos d'água potável, especialmente em regiões de urbanização intensa.
Eutrofização, metais pesados, acidificação, poluentes orgânicos e outros efluentes tóxicos
13
degradam os corpos hídricos de áreas densamente povoadas. A poluição afeta igualmente os
recursos hídricos subterrâneos, onde a contaminação é lentamente diluída e as práticas de
despoluição são extremamente onerosas. (FREITAS, 200).
Segundo Freitas (2000), o Brasil possui a maior disponibilidade hídrica do planeta, ou
seja, 13,8% do deflúvio médio mundial. A produção hídrica, em território nacional é de
182.170 m³/s, o que equivale a um deflúvio anual de cerca de 5.744 kMc. Levando-se em
consideração as vazões produzidas na área das bacias da Amazônia, Paraná, Paraguai e
Uruguai que se encontra em território estrangeiro, estimadas em 76.580 m³/s, essa
disponibilidade hídrica total atinge 258.750 m³/s.
Apesar de possuir a maior disponibilidade mundial, os dados do balanço hídrico
mostram que existe uma grande diversidade hidrológica dentro do território brasileiro A
concentração populacional precisamente em regiões de menor disponibilidade é um fator
complicador para a gestão dos recursos hídricos no país (FREITAS, 2000).
2.2 As Bacias Hidrográficas
2.2.1 Mananciais Urbanos
Águas superficiais são encontradas na rede de rios da bacia hidrográfica onde a
população se desenvolve. Uma seção de um rio define a sua bacia hidrográfica. Essa bacia é a
área definida pela topografia superficial em que, a chuva ali precipitada, potencialmente
contribui com escoamento pela seção que a define. A vazão de um rio varia muito ao longo do
ano, portanto é necessário conhecer essa variabilidade para melhor definir a disponibilidade
natural do rio no atendimento da demanda (TUCCI, 2005).
A disponibilidade hídrica de uma bacia é avaliada com base na série hidrológica de
vazões afluentes através da sua distribuição estatística temporal. Essas vazões dependem das
características da precipitação, evapotranspiração (total, variabilidade temporal e espacial) e
da superfície do solo, que são os condicionantes naturais (TUCCI, 1997).
O desenvolvimento urbano tem produzido um ciclo de contaminação gerado pelos
efluentes da população urbana, que são o esgoto doméstico/industrial e o esgoto pluvial. Este
14
processo normalmente ocorre devido ao despejo sem tratamento dos esgotos domésticos nos
rios, contaminando os rios que possuem capacidade limitada de autodepuração. A falta de
investimentos nos sistemas de esgotamento sanitário e de estações de tratamento que, quando
existem, apresentam baixa eficiência são uns dos grandes responsáveis pelas fontes de
contaminação. A principal fonte difusa de contaminação se deve do despejo dos esgotos
pluviais, que transportam grande quantidade de poluição orgânica e de metais, que atingem os
rios nos períodos chuvosos (TUCCI, 2005).
Segundo TUCCI (2005), com o tempo, áreas antes bem abastecidas tendem a reduzir a
qualidade da sua água ou a exigir maior tratamento químico da água fornecida à população.
Portanto, mesmo existindo hoje uma boa cobertura do abastecimento de água no Brasil, ela
pode ficar comprometida se medidas de controle do ciclo de contaminação não forem
tomadas.
Inicialmente, quando a cidade tem pequena densidade, é utilizada a fossa séptica para
disposição do esgoto. À medida que a cidade cresce e o poder público não investe no sistema,
o esgoto sanitário de diferentes origens é conectado à rede pluvial. Esse escoamento converge
para os rios urbanos e o sistema fluvial de jusante, gerando os conhecidos impactos na
qualidade da água (TUCCI, 1997).
A tendência do desenvolvimento urbano é o de contaminar a rede de escoamento
superficial com despejos de esgotos cloacais e pluviais inviabilizando o manancial e exigindo
novos projetos de captação de áreas mais distantes, não-contaminadas, ou o uso de tratamento
de água e esgoto mais intensivo, o que envolve custos maiores (TUCCI, 2005).
2.3 Impactos das ações humanas sobre a qualidade da água
Poluição da água é qualquer alteração das propriedades físicas, químicas e biológicas
que possa importar em prejuízo à saúde, bem-estar das populações e, ainda, comprometer a
sua utilização para fins agrícolas, industriais, comerciais, recreativos e, especialmente, a
existência da fauna aquática (BRASIL, 2005). Entende-se ainda por poluição das águas a
adição de substâncias ou de forma de energia que, direta ou indiretamente, altera a natureza
do corpo d’água de maneira tal que prejudique os legítimos usos que dele são feitos (VON
SPERLING, 1996).
15
As precárias condições que muitas vezes se encontram os corpos d’água são
freqüentemente os sintomas de problemas que estão ocorrendo ao longo da microbacia
hidrográfica. Esses sintomas são resultantes das atividades extrativistas, da produção e do
consumo de bens ou do despejo e emissão de esgotos domésticos e industriais. As tentativas
de intervenção que se preocupam apenas em resolver o problema depois de instalado
geralmente falham e frustram na medida em que recursos financeiros são investidos sem que
se veja o retorno (MERTEN & MINELLA, 2002).
As alterações provocadas na paisagem, sejam elas por estabelecimento de novas áreas
de cultivo ou mesmo instalações rurais, levam a perda de características naturais do local.
Elas propiciam que o potencial poluidor aumente a partir do momento que o equilíbrio
ambiental é alterado. O desequilíbrio da natureza pelas ações humanas gera impactos no local
ou em outras zonas, pois os ciclos naturais estão interligados (BRAILE, 1971).
O comprometimento da qualidade da água para fins de abastecimento
doméstico é decorrente de poluição causada por distintas fontes, tais como efluentes
domésticos, efluentes industriais e deflúvio superficial urbano e agrícola. Os efluentes
domésticos, por exemplo, são constituídos basicamente por contaminantes orgânicos,
nutrientes e microrganismos que podem ser patogênicos. Os poluentes resultantes do deflúvio
superficial agrícola são constituídos de sedimentos, nutrientes, agroquímicos e dejetos de
animais (MERTEN & MINELLA, 2002).
As fontes de contaminação são divididas em difusas e pontuais. Entende-se por
poluição difusa a ação de contaminação que ocorre esparsa na natureza por todo tipo de
resíduo orgânico ou inorgânico, inserido pelo homem, que pode ser carreado pelo deflúvio
superficial para os mananciais de água. Diferente do que ocorre na indústria, por exemplo,
quando lança algum tipo de contaminante de forma pontual em um manancial d’água
(BRAILE, 1971). Segundo Von Sperling (1996), na poluição difusa os poluentes adentram no
corpo d’água distribuídos ao longo da sua extensão, como é o caso da poluição por
fertilizantes ocorridas ao longo de uma bacia de captação em regiões onde a agricultura é
intensiva. Já a poluição pontual é aquela na qual os poluentes atingem o corpo d’água de
forma concentrada no espaço. Um exemplo é o da descarga direta em um rio dos esgotos
gerados pela unidade familiar.
16
2.3.1 Esgoto Doméstico
As águas que compõe o esgoto doméstico compreendem as águas utilizadas para
higiene pessoal, cocção e lavagem de alimentos e utensílios, além da água usada em vasos
sanitários.
Os esgotos domésticos são constituídos, primeiramente por matéria orgânica
biodegradável, microorganismos (bactérias, vírus, etc.), nutrientes (nitrogênio e fósforo),
óleos e graxas, detergentes e metais (BENETTI & BIDONE, 1995 apud PERREIRA 2007).
A matéria em suspensão, para efeito de controle da operação de sedimentação,
costuma ser classificada em: sedimentável (aquela que sedimenta num período razoável de
tempo, tomado arbitrariamente em 1 ou 2 horas) e, não sedimentáveis (finamente dividida e
que não sedimenta no tempo arbitrário de 2 horas). Em termos práticos, a matéria não
sedimentável só será removida por processos de oxidação biológica e de coagulação seguida
de sedimentação (CHAGAS, 2000).
Os odores característicos dos esgotos são causados pelos gases formados no processo
de decomposição. Quando ocorrem odores diferentes e específicos, o fato se deve a presença
de despejos industriais. Nas estações de tratamento o mau cheiro eventual pode ser
encontrado não apenas no esgoto em si, se ele chega a estado séptico, mas principalmente em
depósitos de material gradeado, de areia, e nas operações de transferência e manuseio do lodo.
Assim, uma atenção especial deverá ser dada as unidades que mais podem apresentar esses
odores desagradáveis, como é o caso das grades na entrada da ETE, das caixas de areia, e dos
adensadores de lodo (JORDÃO, 1995).
A composição química das diversas substâncias presentes nos esgotos domésticos é
extremamente variável, dependendo dos hábitos da população e diversos outros fatores. Esta
variação vem sendo verificada devido a utilização de modernos produtos químicos de limpeza
utilizados nas residências. O grau de complexidade da composição química de tais substâncias
vem aumentando significativamente, sendo exemplo notório a presença de detergentes em
concentrações cada vez maiores, bem como alguns inseticidas e bactericidas, que já merecem
estudos específicos de região para região (ROQUE, 1997).
Os surfactantes são constituídos por moléculas orgânicas com a propriedade de formar
espuma no corpo receptor ou na estação de tratamento em que o esgoto é lançado. Tendem a
se agregar à interface ar-água, e nas unidades de aeração aderem à superfície das bolhas de ar,
formando uma espuma muito estável e difícil de ser quebrada. O tipo mais comum é o
17
chamado ABS (Alquil – Benzeno – Sulfonado), típico dos detergentes sintéticos e que
apresenta resistência a ação biológica; este tipo vem sendo substituído pelos do tipo "LAS"
(Arquil – Sulfonado – Linear) que é biodegradável (CHAGAS, 2000).
Os grupos de substâncias orgânicas nos esgotos são constituídos principalmente por
compostos de proteínas (40 a 60%), carboidratos (25 a 50%), gordura e óleos (10%) e uréia,
surfactantes, fenóis, pesticidas (JORDÃO, 1995; CHAGAS, 2000).
Já as proteínas são produtoras de nitrogênio e contém carbono, hidrogênio, oxigênio,
algumas vezes fósforo, enxofre e ferro. As proteínas são o principal constituinte de organismo
animal, mas ocorrem também em plantas. O gás sulfidrico presente nos esgotos é proveniente
do enxofre fornecidos pelas proteínas (CHAGAS, 2000).
Os principais grupos de microorganismos que devem ser analisados como importantes
para os processos de tratamento, são os utilizados nos processos biológicos, os indicadores de
poluição e especialmente os patógenos, que são aqueles capazes de transmitir doenças por
veiculação hídrica . Os principais organismos encontrados nos esgotos são: as bactérias, os
fungos, os protozoários, os vírus, as algas e os grupos de plantas e animais (CHAGAS, 2000).
Tabela 1: Valores típicos de parâmetros de carga orgânica (mg/l) no esgoto sanitário
Parâmetros Condições do Esgoto
Forte Médio Fraco DBO5 (20°C) 300 200 100
O. C. 150 75 30 O. D. 0 0 0
Nitrogênio Total 85 40 20 Nitrogênio Orgânico 35 20 10
Amônia Livre 50 20 10 Nitrito, NO2 0,1 0,05 0 Nitratos, NO3 0,4 0,2 0,1 Fósforo Total 20 10 5
Orgânico 7 4 2 Inorgânico 13 6 3
Fonte: Quadro modificado de Jordão (1995)
2.3.2 Esgoto Industrial
As águas residuárias industriais apresentam uma grande variação tanto na sua
composição como na sua vazão, refletindo seus processos de produção. Originam-se em três
pontos:
18
a) Águas sanitárias: efluentes de banheiro e cozinhas;
b) Águas de refrigeração: água utilizada para resfriamento;
c) Águas de processos: águas que têm contato direto com a matéria-prima do produto
processado.
As características das águas sanitárias são as mesmas dos esgotos domésticos. Já as
águas de resfriamento possuem dois impactos importantes que devem ser destacados
(PEREIRA, 2007).
O primeiro é a poluição térmica, pois para os seres vivos, os efeitos da temperatura
dizem respeito à aceleração do metabolismo, ou seja, das atividades químicas que ocorrem
nas células. A aceleração do metabolismo provoca aumento da necessidade de oxigênio e, por
conseguinte, na aceleração do ritmo respiratório. Por outro lado, tais necessidades
respiratórias ficam comprometidas, porque a hemoglobina tem pouca afinidade com o
oxigênio aquecido. Combinada e reforçada com outras formas de poluição ela pode
empobrecer o ambiente de forma imprevisível (MIERZWA, 2001 apud PERREIRA 2007).
Estes mesmos impactos são observados devido aos efluentes de usinas termoelétricas.
Em segundo lugar é que as águas de refrigeração são fontes potenciais de cromo, as
quais são responsáveis por parte das altas concentrações de cromo hexavalente na região norte
da Lagoa dos Patos, que recebe as águas do pólo industrial (PEREIRA, 2003 apud PEREIRA
2007).
2.4 O monitoramento dos recursos hídricos
Conforme Toledo (2004), o monitoramento basicamente é conduzido através da
avaliação de parâmetros químicos (nível de oxigênio dissolvido, sedimentos suspensos,
metais, nutrientes e pesticidas), parâmetros físicos (temperatura, cor da água, velocidade da
água) e, parâmetros biológicos relacionados à abundância e variedade da flora e fauna do
ambiente aquático.
O sucesso de estudo de monitoramento está na dependência direta da escolha e
localização dos pontos amostrais e desta maneira, 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
19
podem ser estabelecidos na forma de uma base fixa contínua, para atender necessidades
específicas ou, em forma temporária ou sazonal.
O propósito do monitoramento da qualidade da água deve ser diretamente relacionado
a objetivos específicos para os quais se direcionam os trabalhos, isto é, verificar tendências de
alterações da qualidade da águas, busca de indicadores, avaliação de impactos ambientais,
alteração de características biológica, etc. (HARMANCIOGLU et al, 1998). Estas alterações
podem estar distribuídas ao longo do eixo de drenagem num dado momento, caracterizando-
se desta maneira a presença de fontes pontuais de contaminação.
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).
2.5 Indicadores de Qualidade de Água
Devido à complexidade na avaliação de impacto ambiental na qualidade da água, uma
ou outra estratégia básica deve ser definida no sentido de viabilizar o trabalho de
monitoramento em termos de custos-benefícios, sem acrescer informações redundantes.
Dentre estas estratégias, a amostragem continuada, extremamente custosa, é mais eficiente
quando se tem como objetivos a fiscalização e análise de tendências. A outra estratégia, de
amostragens intermitentes, é factível nos trabalhos de impacto ambiental e seleção de
indicadores de qualidade de água (SANDERS & ADRIAN, 1978).
O uso de indicadores de qualidade de água esta diretamente relacionada com o
propósito do monitoramento a ser realizado, sendo escolhidos aqueles que apresentam
maiores chance de sucesso na caracterização das mudanças que ocorrem numa micro-bacia. O
conceito de qualidade de água poderá ser descrito por um indicador apenas ou pela
combinação de mais de 100 variáveis. A seleção das variáveis a serem incluídas num
monitoramento freqüentemente requer a associação entre “como conhecê-las e a necessidade
de conhecê-las” Na maioria dos casos, elas são selecionadas, buscando investigar o impacto
das fontes poluidoras predominantes na micro-bacia. A gama de indicadores passíveis de
serem utilizados é enorme: pH, OD, DBO, DQO, turbidez, temperatura, condutividade,
20
nutrientes, metais pesados, agrotóxicos, etc., entretanto nenhum deles poderá mostrar as
mudanças se o objetivo do monitoramento não for delineado (MAKELA & MEYBECK,
1996; CHAPMAN & KIMSTACH, 1997).
Cada sistema lótico possui características próprias, o que torna difícil estabelecer uma
única variável como um indicador padrão para qualquer sistema hídrico. Neste sentido, a
busca em trabalhos de campo é a obtenção de índices de qualidade de água que reflitam
resumidamente e objetivamente as alterações, com ênfase para as intervenções humanas,
como os usos agrícolas, urbanos e industriais (COUILLARD & LEFEVBRE, 1985).
2.6 As Legislações e Padrões de Qualidade das Águas Superficiais
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),
e a resolução CONAMA n° 430, de 13 de maio de 2011, que Dispõe sobre as condições e
padrões de lançamento de efluentes, complementam e alteram a Resolução n° 357, de 17 de
março de 2005, do Conselho Nacional do Meio Ambiente-CONAMA. (BRASIL, 2011), 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, os corpos de água foram classificados em nove categorias, sendo
cinco classes de água doce (salinidade <0,5‰), duas classes salinas (salinidade superior a
30‰) 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).
21
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
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.
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.
2.7 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
22
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,
advecção move os constituintes de montante para jusante, com o resultado do 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).
Os termos difusão e dispersão são várias vezes usadas sem distinção. Geralmente, o
transporte associado com a ação molecular e turbulenta tem sido referido como difusão, e o
transporte associado com as variações de velocidade através da seção de fluxo como
dispersão (ARCEIVALA, 1981 apud VON SPERLING, 2007). A difusão é devida ao
movimento aleatório do constituinte na água no tempo, ao passo que a dispersão é devido ao
movimento diferencial da água no espaço (por exemplo, diferenças de velocidade entre centro
e margens de um rio) (CHAPRA, 1997; VON SPERLING, 2007).
A nomenclatura do coeficiente de difusão pode variar, dependendo se ele representa a
difusão molecular ou a difusão turbulenta. Assim para cursos d’água, D é também referido
como coeficiente de dispersão longitudinal ou axial (ARCEIVALA, 1981 apud VON
SPERLING, 2007).
23
2.8 Dispersão Longitudinal
Segundo Silvio (2008), 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; SILVINO, 2008).
De acordo com Von Sperling (2007), existem vários métodos analíticos para
determinar 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 os mesmos autores, uma estratégia interessante pode ser o emprego de
algumas poucas medições de campo, e confrontar-se aos resultados de modo a se inferir qual
o método analítico se adapta as condições reais do curso d’água. Uma abordagem é a análise
de sensibilidade.
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 (VON
SPERLING, 2007; SILVINO, 2008).
2.9 Modelos Matemáticos de qualidade da água
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).
24
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 e OD. O modelo Streeter- Phelps
representa o marco dos modelos que posterior e atualmente vem sendo aperfeiçoado (OPPA,
2007).
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 apud LIMA, 1997) .
A revisão dos modelos desenvolvidos desde o modelo de Streeter e Phelps (1925) até
os modelos utilizados atualmente é complexa, devido ao grande número de publicações.
Entretanto, são mencionados alguns modelos atuais importantes conforme está apresentado na
Quadro 1.
Quadro 1: Evolução dos modelos de qualidade da água
Fonte: Modificado de Romeiro (2003 apud OPPA, 2007).
25
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
(TUCCI, 1998):
a) Das características do sistema a ser simulado;
b) Do nível de precisão desejado em função dos objetivos do projeto;
c) Dos dados disponíveis;
d) Da disponibilidade de metodologia para representar os processos identificados
Desde o surgimento do modelo de Streeter e Phelps (1925), vários modelos foram
criados para solucionar os mais diversos problemas de qualidade da água. Todos esses
modelos possuem um mesmo objetivo: auxiliar os gerenciadores dos recursos hídricos na
tomada de decisões (SEFFRIN, 2001, apud OPPA, 2007).
Bittencourt et al. (1997) apud OPPA (2007) selecionaram modelos de qualidade da
água, comparando as capacidades e limitações de cada modelo. Muitos modelos de
quantidade e qualidade da água são desenvolvidos em função de um problema em particular
ou de uma série deles. Com isso, foi demonstrado que a seleção de modelos apropriados
depende das necessidades de gestão e das características de cada bacia hidrográfica.
A escolha de um determinado modelo matemático deve atender ao planejamento de
toda a extensão da bacia, e não de pontos isolados. A seguir serão citados alguns modelos
importantes de simulação da qualidade de água.
O modelo AQUASIM foi desenvolvido nos anos de 1991 a 1994 no Instituto Suíço de
Ciência Ambiental e Tecnologia. O modelo é capaz de executar simulações, análises de
sensibilidade e estimativas de parâmetro que usam dados medidos. As simulações feitas pelo
usuário revelam se certas suposições modelares são compatíveis com dados medidos. O
AQUASIM permite que o usuário modifique estrutura modelar e valores dos parâmetros
facilmente (N-STEPS, 2009).
O AQUATOX é um modelo de simulação de sistemas aquáticos, que prediz o destino
de vários poluentes, como nutrientes e produtos químicos orgânicos, bem como os seus
efeitos nos peixe, invertebrados e plantas aquáticas (ecossistemas). Esse modelo é um
instrumento valioso de ecologistas, biólogos, modeladores de qualidade de água interessados
em avaliar os riscos ecológicos de ecossistemas aquáticos (OPPA, 2007).
26
O BASINS foi desenvolvido, originalmente, em 1996 com lançamentos subseqüentes
em 1998 e 2001, esse modelo é um sistema de análise ambiental de uso múltiplo. Ele foi
projetado para o uso das agências regionais, estatais e locais para os estudos de qualidade de
água. BASINS permite avaliar rapidamente grandes montantes de 28 dados de fontes não
pontuais e pontuais em um formato de fácil uso e entendimento. Instalado em um computador
pessoal, BASINS permite que o usuário avalie a qualidade de água na bacia (OPPA, 2007).
2.9.1 Modelo QUAL2K
Segundo Chapra et al. (2006), o modelo QUAL2K foi desenvolvido com a finalidade
de simular a qualidade de rios e córregos. Foi desenvolvido inicialmente por CHAPRA, S.C,
da Universidade de Tufts que pretendia representar uma versão mais modernizada do modelo
QUAL2E, pois neste novo modelo, foram aplicados novos parâmetros em sua estrutura, como
os apresentados na Quadro 2.
Quadro 2. Diferenças entre o QUAL2K e o Qual2E
Parâmetro do modelo Qual2E QUAL2K
Fontes Autóctones Não Sim
Desnitrificação Não Sim
Troca de OD pelas plantas fixas Não Sim
Número máximo de junções 6 15
Número máximo de trechos 25 100
Número máximo de elementos 250 1000
Fonte: Park e Lee, 2002 apud BOTTINO, 2008
O modelo QUAL2K baseia-se em equações diferenciais ordinárias em sistemas
unidimensionais e com fluxo constante, trançando desta forma a condição de homogeneidade
de uma mesma seca transversal. O QUAL2K considera toda a extensão do rio com
características hidráulicas constantes em cada trecho, como inclinação de talude ou largura de
fundo. Na Figura 1 é apresenta a forma de inserção das informações de um corpo hídrico no
modelo, em que ele é numerado em ordem crescente a partir da nascente ou cabeceira, sendo
que as fontes pontuais e as fontes difusas podem se posicionar em qualquer
et al. 2006; BOTTINO, 2008)
Fonte: Bottino (2008) adaptado de Figura
Chapra et al. (2006)
sendo este com a existência de tributários ao longo
numeração destes trechos segue como no exemplo anterior, porem, na existência de um
tributário, a numeração continua do inicio deste.
Deve-se fazer uma diferenciação entre o corpo hídrico principal e os tributários, para
que o software identifique
principal. Ressalta-se ainda que o modelador possa reduzir os trechos em subdivisões, para
uma análise mais focada.
que as fontes pontuais e as fontes difusas podem se posicionar em qualquer
BOTTINO, 2008).
Fonte: Bottino (2008) adaptado de Chapra (2006). Figura 1. Diagrama de um corpo hídrico sem tributários.
. (2006) apresenta um novo exemplo de segmentação de corpo hídrico,
sendo este com a existência de tributários ao longo de sua abrangência. Nota
numeração destes trechos segue como no exemplo anterior, porem, na existência de um
tributário, a numeração continua do inicio deste.
se fazer uma diferenciação entre o corpo hídrico principal e os tributários, para
ue-o e lote os tributários independentemente, assim como o rio
se ainda que o modelador possa reduzir os trechos em subdivisões, para
27
que as fontes pontuais e as fontes difusas podem se posicionar em qualquer trecho (CHAPRA
um novo exemplo de segmentação de corpo hídrico,
de sua abrangência. Nota-se que a
numeração destes trechos segue como no exemplo anterior, porem, na existência de um
se fazer uma diferenciação entre o corpo hídrico principal e os tributários, para
o e lote os tributários independentemente, assim como o rio
se ainda que o modelador possa reduzir os trechos em subdivisões, para
28
Para cada elemento criado no diagrama (Figura 2), é realizado um balanço de vazão,
considerando o escoamento em regime permanente, modelando as fontes difusas como fontes
lineares.
Fonte: SEMA (2008) adaptado de Chapra (2006)
Figura 2. Diagrama de um corpo hídrico com seus tributários
O modelo QUAL2K assume que o regime hidráulico do rio ou canal é permanente,
desta forma, o balanço hidrológico de um elemento pode ser descrito pela soma das entradas
ou retiradas externas. Com a determinação do balanço de fluxo de cada elemento criado, é
necessária a inserção da largura e da profundidade do trecho analisado, podendo esta ser
obtida através de métodos de vertedouro, coeficiente de descarga e equação de Manning
(Figura 3), (Chapra et al. 2006; BOTTINO, 2008).
29
Fonte: Chapra (2006)
Figura 3: Canal trapezoidal (equação de Manning)
O modelo QUAL2K também trabalha com a modelagem de balanço de massa para
cada item do modelo, com exceção das variáveis ligadas as algas de fundo. O Modelo acaba
gerando para cada elemento disponibilizado um resultado proveniente da equação geral do
balanço de massa, obtendo desta maneira uma seqüência de informações sobre os trechos do
rio.
A Figura 4 apresenta como funciona o diagrama desta equação (CHAPRA et. al. 2006;
BOTTINO, 2008).
Figura 4. Balanço geral de calor simulada
30
Para apresentação dos resultados, seguindo a idéia de Chapra et. al. (2006; Bottino
(2008), em que o mesmo diz que o QUAL2K possui uma organização de planilhas com fácil
compreensão, sendo elas separadas por cores e identificadas que informação consiste em cada
aba. As azuis representam os valores de variáveis, as amarelas os locais de entrada dos dados
de parâmetros simulados ao longo do rio, as verdes os valores simulados e as rosas os
resultados obtidos no modelo.
As variáveis simuladas pelo modelo QUAL2K estão listadas na Quadro 3.
Quadro 3: Variáveis simuladas pelo modelo QUAL2K Variáveis Símbolo Unidade
Condutividade s µµηοσ Sólidos Suspensos Inorgânicos mi mgD/L Oxigênio Dissolvido o mgO2/L DBOC reação lenta cs mgO2/L DBOC reação rápida cf mgO2/L Nitogênio Orgânico no µγΝ/Λ Nitrogênio Amoniacal na µγΝ/Λ Nitrato nn µγΝ/Λ Fósforo Orgânico po µγΠ/Λ Fósforo Inorgânico pi µγΠ/Λ Fitoplancton ap µγΑ/Λ Detritus mo mgD/L Patógenos X cfu/100 mL Alcalinidade Alk mgCaCO3/L Carbono Total cT mole/L Biomassa de Algas de Fundo ab mgA/m2 Nitrogênio de Algas de Fundo INb mgN/m2 Fósforo de Algas de Fundo IPb mgP/m2
Fonte: CHAPRA, 2006
As principais variáveis utilizadas na avaliação da situação de um corpo d’ água quanto
à poluição orgânica são: OD e DBO. A escolha da maioria dos autores em simular o
comportamento destas duas variáveis se justifica pelas diversas interações que elas possuem
com outras variáveis de qualidade de água ou hidráulicas (presença de barragens, alta
declividade, etc.) (FONSECA, 2008).
31
2.9.1.1 Reaeração e sua Quantificação
Siqueira (2005) diz que o processo de troca de oxigênio entre a atmosfera e o corpo
hídrico chama-se reaeração ou reoxigenação. Ela é observada fisicamente quando o oxigênio
reoxigena da atmosfera através do movimento das águas. Em águas correntes essa reaeração
tem um papel importante para a manutenção da vida aquática aeróbica e facultativa.
No Quadro 4 sugerido por Rathabun (1977), tem-se o uso de equações preditivas de
K2, disponíveis na literatura, usado em alguns estudos ou modelação da qualidade da água
onde não existam condições técnicas ou financeiras para realizá-la a campo.
Quadro 4: Equações de previsão para o coeficiente de reaeração, K2, (d-1), na base logarítmica, a 20 ºC.
Existem varias técnicas de medição e modelos de previsão destes coeficientes. Mas,
segundo o que Rathabun (1977), existem três técnicas de medição desses coeficientes de
reaeração em águas correntes destacando-os:
a) A técnica de balanço de oxigênio;
b) A técnica da perturbação do equilíbrio;
c) A técnica dos traçadores.
32
Continuando no mesmo pensamento de Rathabun (1977), ele descreve que um método
indireto para quantificação do coeficiente de reaeração utilizando uma sonda solúvel.
Na Tabela 2, segundo Von Sperling (2007), temos os coeficientes de reaeração para
corpos hídricos com diversas características.
Tabela 2: Coeficiente de reaeração para corpos hídricos com diversas características
Fonte: Vong Sperling (2007).
Segundo Vong Sperling (2007), corpos d’água mais rasos e mais velozes tendem a
possuir um coeficiente de reaeração maior, devido à facilidade de mistura ao longo da
profundidade e as maiores turbulências na superfície. Segundo o mesmo autor alguns
pesquisadores obtiveram valores de K2, apresentado na Tabela 2, que são usualmente
menores do que os obtidos pelos outros métodos.
2.9.1.2 Desoxigenação de DBO e seus coeficientes
O QUAL2K 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.
Segundo Chapra (2008), a taxa especifica de desoxigenação ou decaimento da DBO
obtida em laboratório (kdc) possui valores típicos que variam de 0,05 a 0,5 d-1 de acordo com o
nível de tratamento a ser lançado. No entanto, o coeficiente de decomposição da DBO no rio
33
(Kd), que leva em consideração a degradação da matéria orgânica pela biomassa suspensa e a
contida no lodo de fundo, é maior ou igual a Kdc, conforme se vê na Quadro 5.
Quadro 5: Valores típicos dos coeficientes de remoção de DBO (K1 e K2) a 20 ºC
*Rios rasos: profundidade inferior ou igual a 1,5 m; rios profundos superior a 1,5 m;
Fonte: Adaptado de Von Sperling, 2007 apud Fonseca, 2008.
Thomann & Mueller (1987) apud FONSECA (2008), sugerem a faixa para os valores
de Kd, baseados na constatação de que rios mais rasos são mais influenciados pela biomassa
presente nos sedimentos, a qual também contribui para a decomposição da DBO:
a) Rios com profundidade superior a 1,5 m: Kd = 0,1 a 0,5 d-1;
b) Rios com profundidade inferior a 1,5 m: Kd = 0,5 a 3,0 d-1.
34
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 Local de Estudo
3.1.1 Caracterização da Bacia do Rio Passo Fundo
A bacia do rio Passo Fundo (Figura 5) origina-se no planalto brasileiro, formando
parte da bacia do rio Uruguai, com declividade no sentido sul-norte desde a porção centro
norte do território do Rio Grande do Sul. É formada principalmente pelos rios Passo Fundo,
Erechim, dos Índios e Lajeado do Lobo. Originalmente coberto por florestas e cortado por
vários outros afluentes, abriga os Campos de Cima da Serra, estendendo-se do sul de São
Paulo até o rio Jacuí; limitada a leste pelo Atlântico, chega ao nordeste da Argentina.
(CBHPF, 2011).
Fonte: CBHPF, 2011
Figura 5. Divisão Bacia Hidrográfica
35
A Bacia do Rio Passo Fundo, abrange 30 municípios (Figura 6) e drena uma área de
4.847,25 km², o que representa 3,83 % de sua Região Hidrográfica. Abrange os seguintes
municípios: Barão de Cotegipe, Barra do Rio Azul, Benjamin Constant do Sul, Campinas do
Sul, Coxilha, Cruzaltense, Entre Rios do Sul, Erebango, Erechim, Erval Grande, Estação,
Faxinalzinho, Gramado dos Loureiros, Ipiranga do Sul, Itatiba do Sul, Jacutinga, Nonoai,
Passo Fundo, Paulo Bento, Pontão, Ponte Preta, Quatro irmãos, Rio dos Índios, Ronda Alta,
Rondinha, Sarandi, São Valentim, Sertão, Três Palmeiras e Trindade do Sul. Na divisão do
Estado em bacias hidrográficas aprovada pelo Conselho de Recursos Hídricos do Estado a
bacia hidrográfica e identificada com a sigla U- 20. Limita-se ao Norte com o Estado de Santa
Catarina; a oeste com a bacia do rio da Várzea (U-100); ao sul com a bacia do Taquari Antas
(G-050); e a leste com a bacia do Apuae- Inhandava (U-010). A vazão media anual e de
130,25 m³/s e a vazão mínima anual de 13,46 m³/s (CBHPF, 2011).
Fonte: CBHPF, 2011
36
Figura 6. Bacia Hidrográfica do Rio Passo Fundo.
3.1.2 Caracterização do Rio Passo Fundo
Conforme dados apresentados no plano ambiental municipal (SMAM, 2011) de Passo
Fundo, o Rio Passo Fundo tem sua origem no distrito de Povinho Velho, possuindo uma
extensão total dentro do município, de 52,5 km, sendo 48,6 km de extensão em área não
urbanizada e 3,9 km de extensão no perímetro urbano.
O entorno do Rio Passo Fundo é considerado área de proteção permanente pelo
Sistema Nacional de Unidades de Conservação e a proteção de mata nativa ciliar encontra
amparo no Código Florestal, Lei nº 4.771, de 15 de setembro de 1965 (BRASIL, 1971). Na
Lei Orgânica do Município nº 1.914, de 26 de agosto de 1980, também consta que todos os
mananciais, cursos e reservatórios de água são protegidos como zonas de segurança de saúde
pública.
A resolução CONAMA 357/05 define 13 classificações para os corpos hídricos de
acordo com o uso preponderante, especificando para os corpos hídricos sem classificação
oficial o seguinte:
“Art. 42. Enquanto não aprovados os respectivos enquadramentos, as
águas doces serão consideradas classe 2, as salinas e salobras classe
1, exceto se as condições de qualidade atuais forem melhores, o que
determinará a aplicação da classe mais rigorosa correspondente.”
Visto que o rio Passo Fundo não possui um enquadramento concluído junto ao plano
de bacias, para o atual estudo adotou-se o enquadramento na classe 2 para o rio, visando
seguir o Art. 42 da resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005).
O rio Passo Fundo sempre foi um marco referencial importante para a passagem dos
tropeiros, que abriram o caminho novo para encurtar o trajeto até a feira de Sorocaba.
Segundo d’Ávila (1996), “passo fundo” significa passagem, ou seja, o local pouco fundo de
um rio, onde se pode transitar a pé ou a cavalo, unindo a região das missões ao centro do país.
Assim, na época do povoamento, e muito antes, o passo era local de passagem obrigatória,
pois num raio de muitos e muitos quilômetros, era o único lugar de passagem, tanto para as
tropas quanto para as tropas militares sucessivas. (D’ÁVILA, 1996).
37
Devido aos esgotos e poluentes jogados pelas indústrias e comunidade em geral
(Figura 7 e Figura 8), o nível de poluição nas águas do Rio Passo Fundo aumenta. As
indústrias com seus efluentes e os esgotos domiciliares não são os únicos responsáveis pela
poluição, pois a população esquece a importância do Rio Passo Fundo, depositando de forma
descontrolada dejetos de toda a natureza. Os resultados desta ação impensável são as
enchentes, que, com a grande quantia de dejetos, os canais de drenagem onde o rio passa pela
cidade fica entupido e causam inundações em dias de chuvas fortes.
Figura 7. Efluente sendo lançado in situ entre o 5,76 km e 8,57 km
38
Figura 8. Resíduo seco nas águas do Rio Passo Fundo
3.2 Pontos Monitorados
O monitoramento em estudo foi realizado no período de seis meses, distribuídas em um
intervalo de 30 dias por amostragem. O planejamento da amostragem seguiu os
procedimentos descritos nas normas ANBT NBR ISO/IEC 17.025: (2005), ABNT NBR 9898
(1987) e ABNT NBR 9897: (1987), que refere à forma de coleta e acondicionamento de
amostragem. Além disso, de forma a seguir-se um critério único de intervalos de tempo, para
obterem-se características singulares no que se refere ao clima e horário de coletas.
Foram selecionados seis pontos estratégicos para fazer para monitoramento do Rio
Passo Fundo. A escolha desses pontos conforme Figura 9 se deu com base na metodologia
usada por Bottino (2008), onde o mesmo avalia a diversificação do uso e ocupação do solo e
das atividades próximas ao leito do rio em estudo.
39
Fonte: Google Earth, 2010
Figura 9: Pontos de Monitoramento do Rio Passo Fundo.
O percurso escolhido para o monitoramento, inicia-se no km 0, Figura 10, próximo a
estrada férrea que cruza a cidade de Passo Fundo. Neste ponto que será monitorado observam-
se matas ciliares em seu contorno, mostrando que a cidade ainda não ultrapassou por
completo suas margens de preservação permanentes e obrigatórias exigidas por lei. Este ponto
localiza-se muito próximo à nascente, o que o caracteriza por baixas vazões.
40
Figura 10. Inicio do monitoramento (km 0)
O segundo ponto escolhido para o monitoramento situa-se a 2,5 km do inicio do trecho
em estudo, conforme Figura 11. A escolha do mesmo se deu com base na predominância de
residências ao entorno do rio, atendo o objetivo de servir para avaliar a influência da
população urbana.
Figura 11. Córrego km 2,5, próximo as residências
O rio passo fundo é constituído por vários afluentes. Ao escolher esse percurso
identificado em azul na Figura 12, foi considerado um ponto tributário de entrada de água e,
para se saber a carga de entrada desse ponto, o mesmo foi monitorado a uma distância de 10
metros antes de se encontrar com o percurso em estudo. Este tributário encontra-se a 4,21 km
de distancia do inicio do percurso.
41
O terceiro ponto em estudo foi escolhido com o intuito de se ter uma noção da
influencia do centro da cidade em comparação às características iniciais ao rio. Este ponto
está a 5,76 Km de distancia ao inicio e se encontra próximo a prefeitura municipal da cidade.
Figura 12. km 5,76 - próximo a Empresa COLEURB
O quarto ponto esta localizado ao término da influência urbana da cidade de Passo
Fundo. Ele está localizado a 8,57 km de distancia (Figura 13) e com uma vazão muito maior
do que o inicio do percurso. A escolha desse ponto teve por principio monitorar o
comportamento do rio ao longo de toda a influência urbano.
Figura 13. km 8,57 próximo a Embrapa Trigo
42
O último ponto em estudo foi monitorado a 10,12 km à jusante e objetiva-se com ele
saber o potencial de autodepuração do rio, após influência do meio urbano.
3.3 Parâmetros Monitorados, métodos de análise e amostragem
No monitoramento foram analisados os parâmetros físico-químicos e microbiológicos,
os quais permitiram caracterizar a qualidade da água do rio em estudo. Estes parâmetros
foram comparados com os indicadores da qualidade da água do rio, em conformidade com a
resolução CONAMA 357/05 (BRASIL, 2005) para a classe 2 do rio em estudo.
Os parâmetros monitorados ao longo do Rio Passo Fundo estão representados na
Quadro 6, juntamente com os métodos utilizados nas análises e os valores admissíveis para
esses parâmetros, conforme resolução CONAMA 357/05, para o enquadramento do rio classe
2. Além disso, também foram monitorados os parâmetros físicos foram medidos in situ, como
temperatura e vazão de cada ponto de coleta.
Quadro 6. Parâmetros monitorados e analisados em laboratório Métodos de determinação das variáveis Físicas e Químicas analisadas na água
Variáveis Unidade Método** Referência Bibliográfica
Valores Admissíveis***
Parâmetros Químicos Oxigênio Dissolvido mg/L Volumetria APHA (2005) > 5 mg/L
Cloretos mg/L 4500 – Cl* APHA (2005) < 250 mg/L
Demanda Bioquímica de Oxigênio mg/L O2 5210 Biochemical Oxygen Demand APHA (2005) < 5 mg/L O2
Demanda Química de Oxigênio mg/L O2 Colorimetria APHA (2005)
Fósforo Total mg/L Espectrofotométrico APHA (2005) < 0,1 mg/L Nitrogênio Total mg/L Volumetria APHA (2005) 2 mg/L
pH
Eletrométrico
6,0 a 9,0 Sulfatos mg/L Volumetria APHA (2005) < 250 mg/L
Parâmetros Físicos Condutividade Elétrica Micros/cm Potenciométrico APHA (2005)
Temperatura ºC Potenciométrico APHA (2005)
Turbidez NTU
APHA (2005) < 100 UNT
Parâmetros Biológicos Coliformes termotolerantes NMP/100mL
APHA (2005) < 1000/100mL
*4500 – Cl: (Chlorine (residual)) Standard Methods for the examination of water and wastewater. 20 thedition APHA (2005) Fonte: ** (HEMKEMEIER et al., 2011); ***Resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005).
Os pontos de coleta foram detalhadamente descritos em uma ficha de coleta, incluindo
suas coordenadas, além das condições meteorológicas no dia da coleta e nas últimas quarenta
43
e oito horas, todas visando atender a Standard Methods for the Examination of Water and
Wastwater, APHA (2005).
Todo o procedimento da coleta foi documentado inclusive com fotos. Cada amostra
foi acompanhada por uma ficha de coleta que possuía as seguintes informações:
a) Código de Identificação;
b) Identificação do ponto de amostragem e sua localização;
c) Profundidade em que amostra foi coletada;
d) Condições Climáticas no momento da coleta e no período imediatamente anterior;
e) Condição visual do ponto de coleta;
f) Possíveis alterações físico-químicas das proximidades do ponto amostrado;
A ficha de cada ponto amostrado acompanhou as amostras respectivas, quando
enviadas ao laboratório. Por questão de segurança, todas as coletas foram ser realizadas por
mais de uma pessoa. Em todos os pontos amostrados evitou-se local próximo a fontes de
contaminação e ao longo de contenção, pois não seria representativa do corpo da água de
superfície como um todo.
As coletas foram todas realizadas a mão e seguiram os procedimentos conforme a
(Figura 14), que demonstra o procedimento correto, visando atender os métodos de
amostragem de acordo com a ABNT NBR 9897:1987 – Planejamento de amostragem de
efluentes líquidos e corpos receptores, a ABNT NBR 9898:1987 – Preservação e técnicas de
amostragem de acordo com a ABNT NBR 9897:1987 – Planejamento de amostragem de
efluentes líquidos e corpos receptores, a ABNT NBR 9898:1987 – Preservação e técnicas de
amostragem de efluentes líquidos e corpos receptores, e usando como referência o Manual
Simplificado sobre os Procedimentos de Coleta de Água Superficial e de Consumo Doméstico
(CUNHA & MACHADO, 2003).
44
Fonte: EPA, 2007
Figura 14. Técnica de coleta de águas superficiais efetuada diretamente com as mãos.
Após cada coleta das amostras, as mesmas foram perfeitamente acondicionadas, para
evitar quebras e contaminação, e transportadas ao laboratório, sob refrigeração em uma caixa
de isopor térmica a uma temperatura de 4°C, no tempo necessário para que sua analise
ocorressem dentro do prazo de validade da preservação.
As analises foram realizadas nos laboratórios do curso de Engenharia Ambiental. No
laboratório de Engenharia de Alimentos (CEPA) realizou-se as analises de coliformes
termotolerantes e DBO.
3.4 Variáveis Hidrológicas
Para o presente trabalho, foram utilizadas as precipitações médias de cada mês que se
desenvolveu o monitoramento e amostragem, conforme segue na Figura 16 além do histórico
pluviométrico na cidade de Passo Fundo 7 dias antes de cada coleta, conforme Quadro 7.
A vazão (Figura 17) foi calculada pelo método do flutuador, levando em consideração
as seções transversais e a profundidade, sendo essa medida com uma régua graduada.
Quadro 7: Precipitação (mm) dos 7 dias anteriores de cada coleta.
Tempo das Coletas (dias) Precipitações (mm) 7 dias Anteriores de cada Coleta
Dia 1 Dia 2 Dia 3 Dia 4 Dia 5 Dia 6 Dia 7
0 1,2 0 24,1 1,2 0 0 0
33 25,2 12,4 0 0 0 0 0
56 0 0 0 8,9 0,1 0 0
88 0 1,4 0,8 0 0 0 0
117 0 7,6 63,2 0 0 0 0
45
3.5 Utilização do Modelo
O modelo utilizado para o presente trabalho foi o QUAL2K regulamentado pela
Agência Norte-americana de Proteção Ambiental (U.S. – Environmental Protection Agency –
EPA).
A utilização do modelo se deu pelo fato do mesmo ser bastante difundido em estudos
de qualidade da água e possibilitar a inserção de concentração com variações horárias às
condições de contorno, porém esse trabalho não considerou tais variações e diferencia-se do
Qual2e, pois se podem inserir trechos com tamanhos diferentes, tanto verticalmente como
lateralmente e o fluxo hidráulico pode ser não uniforme e seu fluxo constante é simulado.
O rio em estudo possui alta concentração de carga poluidora, tendo níveis críticos de
oxigênio dissolvido, o que se consegue obter com mais clareza pelo QUAL2K, visto que o
mesmo modela a desnifricação como uma reação de primeira ordem que se torna pronunciada
em baixa concentração de oxigênio.
O percurso em estudo do Rio Passo Fundo considerado possui uma extensão de 10,12
km. Foram considerando apenas sua extensão urbana dentro da cidade de Passo Fundo. O rio
foi dividido em quatro trechos de acordo com o uso e ocupação do solo local. As divisões dos
quatro trechos simulados estão representadas na Figura 15, já o Quadro 8 apresenta a divisão,
bem como as características físicas do local.
46
Figura 15: Divisão do rio em elementos
Quadro 8: Representação dos trechos simulados
Trecho Inicial Final do Trecho
Distância
(km) Características
Nascente (considerada)
Área urbana, com entrada do tributário
4,21 Mata ciliar/indústrias
Área urbana Centro da cidade 2,96 Residências urbanas
Bairro Zachia BR 285 2,17 Residências
Urbana/Indústrias
BR 285 Km 10,12 0,78 Mata ciliar
No Quadro 9 esta a representação dos elementos simulados pelo QUAL2K na forma
inversa dos pontos amostrados.
Quadro 9: Representação dos elementos simulados
Elementos Distancia real de Cada Ponto Método usado conforme QUAL2K 1 0 10,12
2 2,5 7,62
3 4,21 5,91
4 5,76 4,36
5 8,57 1,55
6 10,12 0
47
O modelo QUAL2K utiliza na sua calibração medidas de distâncias da ordem do
maior km analisado na foz para a menor a jusante, conforme apresentado na Quadro 9. Ao
melhor entendimento dos resultados obtidos e não modificando o padrão do modelo
QUAL2K, todas as distâncias reais de cada ponto amostrado no monitoramento e na
modelagem estarão transformadas para o método de distâncias conforme utiliza o modelo
QUAL2K.
O programa QUAL2K 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
simulado, no qual possuem medição há campo ao longo do rio. Esta planilha é utilizada
para realizar a comparação entre os dados monitorados (conforme este trabalho) ao longo
do rio e os dados simulados pelo programa, auxiliando na calibração do modelo.
c) Planilhas Verdes: São os dados simulados pelo programa ao longo do rio em estudo
e variando conforme os dados inseridos nas 2 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.
3.5.1 Calibração do Modelo QUAL2K
De acordo com Von Sperling (2007) e Silvino (2008), a calibração tem por objetivo
obter o melhor ajuste entre os dados observados e os estimados através da variação dos
parâmetros. Para se ter noção da aplicabilidade do modelo, as condições em que a calibração
foi realizada devem ser especificadas.
A calibração do QUAL2K foi realizada a partir dos valores médios reais medidos no
monitoramento do primeiro semestre de 2011(Quadro 6), porém, apenas alguns desses
parâmetros foram utilizados para a modelagem, como veremos a seguir.
48
Para a calibração das variáveis hidráulicas no modelo em um regime permanente:
a) Vazão: foi utilizada a vazão média de cada um dos seis elementos, sendo
consideradas como fonte difusa;
b) Velocidade: utilizou-se a velocidade média de cada elemento, inserida no modelo e
sua calibração se deu com base no n de Manning para canais naturais;
c) Altura da água: a calibração foi obtida com base na rugosidade de canal (n de
Manning);
d) Os demais parâmetros de calibração são os sugeridos pelo próprio modelo, quais
são mais utilizados na literatura;
e) As variáveis foram calibradas e obtidas através do ajuste do gráfico aos dados
levantados em campo. Esses ajustes foram realizados através da inserção das cargas de
vazão como fontes difusas para cada elemento estipulado, as quais foram, dessa forma,
estimadas e representativas de um balanço hídrico de emissões/retiradas difusas na planilha
“Reach”;
f) A cabeceira do rio foi considerada como entrada primaria, não sendo considerada
nas fontes difusas.
g) A vazão do tributário ao km 5,91 no modelo, foi considerado apenas no trecho em
que o mesmo se enquadra, sendo usando a média de seus parâmetros como fonte difusa
naquela seção e não um afluente pontual com concentração especifica naquele ponto.
Para os dados de entrada o Quadro 10 está os dados da primeira parte da planilha
“Reach”, usada para calibrar os dados de entrada no modelo.
Para as condições de contornos na cabeceira do rio, os dados de entradas foram
calibrados através da planilha “Headwater”, conforme se visualiza na Quadro 11.
Quadro 10: Planilha “Reach” usada para especificar os elementos, à distância e elevações
Reach for diel plot 2
Element for diel plot 1 Reach Reach
Location Element Elevation Reach Downstream Number length
Upstream Downstream Number Upstream Downstream
Label end of reach label
(km) Longitude (km) (km) >=1 (m) (m) MP 0.4
Yes
4,21 0,00 0,00 10,12 5,91 8,00 666,00 640,00
2,00
2,96 0,00 0,00 5,91 2,95 6,00 640,00 637,00
3,00
2,17 0,00 0,00 2,95 0,78 4,00 637,00 630,00
4,00
0,78 0,00 0,00 0,78 0,00 2,00 630,00 600,00
Quadro 11: Planilha usada para a entrada dos dados de calibração da cabeceira do rio
Headwater label Reach No Flow Elevation Weir Rating Curves
Rate
Height Width adam bdam Velocity Depth
(m3/s) (m) (m) (m)
Coefficient Exponent Coefficient Exponent
Mainstem headwater 1 0,730 666,000 0,3000 2,2000 1,2500 0,9000 0,0000 0,000 0,0000 0,000 Water Quality Constituents Units 12:00 AM 1:00 AM 2:00 AM 3:00 AM 4:00 AM 5:00 AM 6:00 AM 7:00 AM 8:00 AM 9:00 AM
Temperature C 21,63 21,63 21,63 21,63 21,63 21,63 21,63 21,63 21,63 21,63 Conductivity umhos 276,68 276,68 276,68 276,68 276,68 276,68 276,68 276,68 276,68 276,68
Dissolved Oxygen mg/L 3,97 3,97 3,97 3,97 3,97 3,97 3,97 3,97 3,97 3,97 CBODslow mgO2/L 17,80 17,80 17,80 17,80 17,80 17,80 17,80 17,80 17,80 17,80 CBODfast mgO2/L 11,07 11,07 11,07 11,07 11,07 11,07 11,07 11,07 11,07 11,07
Organic Nitrogen ugN/L 10,73 10,73 10,73 10,73 10,73 10,73 10,73 10,73 10,73 10,73 NH4-Nitrogen ugN/L 16,10 16,10 16,10 16,10 16,10 16,10 16,10 16,10 16,10 16,10 NO3-Nitrogen ugN/L 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
Organic Phosphorus ugP/L 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 Inorganic Phosphorus (SRP) ugP/L 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43 11,43
pH s.u. 7,28 7,28 7,28 7,28 7,28 7,28 7,28 7,28 7,28 7,28
� Para os dados de entrada:
Para determinar as entradas dos dados para a dispersão longitudinal foram inseridos os
dados dos quatros elementos na planilha denominada “Reach” (Quadro 10). Nesta planilha
constam os valores de elevação de cada elemento, largura do canal, profundidade e a
velocidade de dispersão, sendo estes últimos calculados pelo programa.
O calculo de carga especifica apresentadas nos resultados forma obtidos através de
fontes difusas, inserida no programa através de fontes difusas nos locais específicos de
lançamento. Obteve-se o valor da concentração da carga pontual, através da divisão da
população da cidade em 50% e atribuindo o coeficiente de ordem 0,05 – 0,3 d-1 na calibragem
do modelo para DBO, conforme sita Kennel (2007) e Chapra (2008). Foram consideradas 2
cargas pontuais dividindo o percurso em 2 trechos apenas para o esgoto. No primeiro trecho
(10,12 – 5,76 km) adotou-se uma concentração difusa de 0, 0620 m³/s. no segundo trecho
(5,76 – 0 km) adotou-se uma concentração difusa de 0, 0930 m³/s.
A entrada de esgoto no rio foi adotada como fontes difusas, sendo sua carga dividida
para 2 elementos, (10,12 a 5,76km e 5,76 a 0 km), o primeiro elemento foram considerados
60% da concentração e no segundo 40%.
O modelo QUAL2K não possui concentração de fósforo total e Nitrogênio total em
sua calibração, portanto para os dados calibrados, portanto adotaram-se valores segundo
Kennel (2007) descreve em sua literatura para a calibração desse parâmetro. Sendo assim, 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 65% para nitrogênio inorgânico.
� Para condição de Contorno:
A planilha “Headwater” (Quadro 11) foi calibrada com as condições iniciais de
contorno, com fluxo e concentrações para os limites do sistema. É uma planilha opcional de
calibração para inserção dos limites de fluxos de entrada (cabeceira) do rio em estudo.
Nesta planilha inseriram-se valores referentes à temperatura e as condições médias dos
parâmetros calibrados para a cabeceira do percurso analisado.
51
� Para a inserção dos dados monitorados:
O Quadro 12 representa a calibração dos dados hidráulicos na tabela “Hydraulics
Data” do modelo.
Quadro 12: Planilha com dados hidráulicos Tributary Distance Q-data H-data U-data Travel time No. x(km) m3/s m m/s data (d)
0 7,62 3,330 3,600 0 4,36 7,550 1,590 0 1,55 13,500 1,270 0 0,00 14,720 1,050
Para a planilha “Hydraulics Data” (Quadro 12), foram inseridos os valores médios dos
dados relacionados ao sistema hidráulico do sistema para cada um dos quatro elementos.
No Quadro 13 esta representando os dados calibrados para os parâmetros de qualidade de água monitorados.
Quadro 13: Planilha de água WQ Data
Tributary Distance DO
(mgO2/L) CBODs
(mgO2/L) CBODf
(mgO2/L) Norg
(ugN/L) NH4
(ugN/L) Porg
(ugN/L) Inorg P (ugP/L)
Alk (mgCaCO3/L)
pH TN
(ugN/L) TP
(ugP/L) TSS
(mgD/L) No. km data data data data data data data data data data data data 0 7,62 6,02 11,07 11,07 8,16 12,25 8,39 8,39 98,17 7,28 1977,50 71,67 9,57 0 4,36 4,83 8,27 8,27 5,20 7,80 6,98 6,98 115,58 7,18 1094,17 2318,33 14,25 0 1,55 4,67 7,23 7,23 4,09 6,14 2,87 2,87 117,50 6,85 9233,33 1900,00 5,65 0 0,00 5,50 6,70 6,70 3,51 5,27 2,64 2,64 115,92 6,99 7660,83 1568,33 2,63
Os dados monitorados foram introduzidos no modelo de forma opcional, ou seja, o
modelo poderia ser executado independente de estas planilhas armazenarem dados.
Ao introduzir os dados monitorados poderá relacionar os mesmos com a calibração
executada pelo modelo, ajustando-os, caso seja necessário para se obter o melhor resultado
possível de calibração.
Na planilha “WQ Data” (Quadro 13) foram inseridos os valores médios dos dados
relacionados aos parâmetros de qualidade da água monitorados. Esses dados seguiram a
mesma calibração da planilha anterior, sendo dividido para os quatros elementos.
54
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Parâmetros Hidrológicos
A Figura 16 apresenta as precipitações médias mensais de janeiro a julho de 2011. As
precipitações médias foram obtidas nos boletins meteorológicos da FEPAGRO no ano de
2011.
Figura 16 - Precipitação (mm) no primeiro semestre em Passo Fundo 2011
A chuva representa a principal entrada de água em um sistema hidrológico. As
precipitações no estado do Rio Grande do Sul apresentam uma distribuição equilibrada, com
chuvas diferenciadas ao longo do ano. Para o presente estudo notou-se alguns sinais de
mudanças no regime pluvial médio em Passo Fundo, mais especificamente no bimestre de
fevereiro-março, onde as precipitações médias ultrapassaram consideravelmente a média
normal, elevando-se 68,3 e 96,6 mm respectivamente para o dado período em anos anteriores
nos respectivos meses. Isso pode ser visualizado na Figura 16, com a média precipitada no
mês, baseando-se a precipitação normal para os referentes meses em que se obtiveram os
dados monitorados.
55
4.2 Monitoramento Temporal e Espacial
O comportamento temporal foi avaliado através de variação dos tempos de coletas de
cada ponto selecionado por sua concentração especifica.
Para o monitoramento espacial foi considerado a média dos 117 dias para cada ponto
amostrado pela sua real concentração. Na coleta dos 56 dias se desconsiderou as
concentrações dos seguintes parâmetros: cloretos, pH, Turbidez, Oxigênio Dissolvido,
Coliformes termotolerantes, DBO, Nitrogênio Total, DQO, pois os mesmos com
concentração superior a sua característica local de poluição em alguns pontos, não sendo
representativo para o comportamento médio do rio.
Já na coleta inicial 0 dias foi desconsiderada para os parâmetros: sulfatos e fósforo
que estavam fora das características normal em alguns pontos amostrado aos demais dias.
Essa carga desproporcional pode ser atribuída a algum lançamento pontual e eventualmente
ocorrido nos dia próximo a coleta, ou a algum erro de amostragem.
4.2.1 Vazão
Na Figura 17 a vazão média espacializada ao longo dos 10,12 km analisados.
Figura 17. Variação espacial média da vazão (m³/s)
56
Conforme se observa (Figura 17), ao longo dos 10,12 km, a vazão média aumenta a
jusante do rio pela entrada de tributários. O canal do rio também aumenta sendo no inicio, ao
km 0 um pequeno córrego e aos 10,12 km um rio expressivo em tamanho e vazão. Com o
aumento da vazão, as cargas de efluentes ficam mais dispersas facilitando a autodepuração do
meio e consequentemente aumentando o poder de aeração do rio.
4.2.2 Temperatura
A Figura 18 apresenta a variação da temperatura nos pontos coletados pelo tempo de
coleta realizado. Já na Figura 19 esta apresentada à variação média temporal da temperatura
dos dias coletados.
Figura 18. Variação da temperatura por tempo de coleta.
0
5
10
15
20
25
30
0 dias 33 dias 56 dias 88 dias 117 dias
Tem
pe
ratu
ra
Tempo
10,12
7,62
5,91
4,36
1,55
0
Valor Admissível
57
Figura 19. Variação espacial da temperatura média
A temperatura pode variar em função de fontes naturais (energia solar) e fontes
antropogênicas (despejos industriais e águas de resfriamento de máquinas). As águas tem
amplitude térmica pequena, variando de 1 a 2 ºC em relação ao ambiente (FILHO, 2005). As
amostras de temperatura do corpo do rio em todos os pontos foram realizadas a uma
profundidade entre 20 cm a 30 cm, de montante para a jusante, começando no inicio da
manhã e terminando próximo ao final da manhã. Esse fator pode ter contribuído para as
diferenças nas medições ao longo do percurso conforme se percebe na Figura 19.
Na Figura 18 se observa mínima a variação na temperatura entre os pontos amostrados
e, a mesma em nenhuma das coletas ultrapassou o valor admissível pela resolução CONAMA
nº 357/2005 (BRASIL, 2005), que é de 25 ºC.
4.2.3 Potencial Hidrogenionico (pH)
A Figura 20 representa a variação temporal do pH nos pontos monitorados.
21
21,2
21,4
21,6
21,8
22
22,2
22,4
22,6
10,12 7,62 5,91 4,36 1,55 0
Tem
pe
ratu
ra
km Mé…
58
Figura 20. Variação do pH por tempo de coleta.
Na Figura 21 se observar o comportamento médio espacial pela distancia de cada
ponto monitorado.
.
Figura 21. Variação espacial média do pH
Segundo Von Sperling (1996) a alteração do pH pode ser devido a fatores antrópicos
ou naturais. Os valores baixos em meio aquáticos é causada principalmente pela presença de
CO2, ácidos minerais e sais hidrolisados, que ao reagir com a água, os íons de hidrogênios são
liberados acidificando o meio em que se encontra.
Os dados monitorados revelam, conforme a Figura 21 nos dados espaciais, que o pH
ficou dentro dos níveis aceitáveis conforme a resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL,
2005) classifica para a classe 2 ser de limite mínimo 6 e limite máximo tolerável 9. Para as
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0 dias 33 dias 56 dias 88 dias 117 dias
pH
Tempo
10,12
7,62
5,91
4,36
1,55
0
Minimo
Máximo
5,80
6,00
6,20
6,40
6,60
6,80
7,00
7,20
7,40
10,12 7,62 5,91 4,36 1,55 0
pH
km Média
59
amostragens dos 117 dias (Figura 20), o pH ficou abaixo do limite mínimo a partir do km 4,21
consequentemente alterando os demais pontos amostrados a jusante. Essa diminuição da
concentração de pH, pode ser atribuída à algum lançamento de efluente industrial tratado, o
qual possivelmente possui pH baixo.
4.2.4 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
Na Figura 22, tem-se a variação da DBO por tempo de cada coleta realizada. Já na
Figura 23 apresentam-se os resultados das variações espaciais médias.
Figura 22. Variação de DBO por tempo de coleta.
60
Figura 23. Variação espacial média da DBO
Segundo Perreira (2007), 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. Nos pontos iniciais, esse limite foi superior, por sua carga elevada e
baixa vazão (Figura 17). Com o aumento da vazão, há uma diminuição na concentração de
carga orgânica, devido sua diluição ao meio aquoso. Com a entrada do tributário de baixa
influencia por esgotos esse decréscimo ocorre mais acentuado, como pode ser visto na Figura
23.
As moléculas orgânicas com estrutura complexas, são usadas pelas bactérias como
fonte de alimento, pois possuem alto valor energético, mas para que esse processo ocorra,
esses organismos aeróbios necessitam respirar. Nesse processo eles retiram uma parte do
oxigênio presente no meio aquoso, baixando sua demanda no meio (Silva, 1997). A resoluçào
CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005) ressalta para classe 2 como sendo limite máximo de
DBO uma concentração não superior a 5 mg/L. Para os pontos amostrados essa concentração
se deu superior, principalmente a montante do rio, onde a vazão é menor, Figura 17, a carga
de efluente pontual é maior, possivelmente lançado por alguma industria nas proximidade.
61
4.2.5 Demanda Química de Oxigênio (DQO)
A Figura 24 apresenta os resultados obtidos para DQO de acordo com os tempos
analisados. A Figura 25 está representando a variação espacial média.
Figura 24. Variação de DQO por tempo de coleta.
Figura 25: Variação espacial média da DQO
Em meios aquosos segundo Perreira (2007), a DQO é medida através da quantidade de
oxigênio exigida para a oxidação química completa da matéria oxidável total presente, tanto
62
orgânica como inorgânica. Usa-se a DQO principalmente em locais que contenha substâncias
tóxicas para as bactérias decompositoras, proveniente de esgotos, onde haverá a morte das
bactérias não podendo ser avaliado pela DBO. Em geral, a DQO é maior que a DBO e possui
a vantagem sobre o tempo necessário para se calcular o índice, que dura em média 2 horas, ao
contrário da DBO em que são necessários 5 dias. Conforme se consegue observar na Figura
25, a autodepuração do rio é evidente, mostrando, possivelmente, diluição do parâmetro, com
o aumento da vazão (Figura 17) e redução das possíveis descargas de efluentes in natura
pontuais.
A resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005) não estipula um limite de
concentração em água para rios de classe 2, mas dependendo da característica de degradação
do líquido analisado, em geral a DQO/DBO elevado, está relacionado à característica química
de lenta degradação e quando esses parâmetros forem baixos as características de matéria
biológica e de fácil degradação. Como a DBO mede apenas fração biodegradável, quanto
mais este valor se aproximar da DQO significará que mais facilmente biodegradável será a
concentração de efluente no meio em que se encontram (CETESB, 2011).
Os dados obtidos através desse parâmetro (Figura 24) podem ter características de
efluente industriais com cargas recalcitrantes. No entanto, os dados aqui observados poderão
não ser representativos da real situação do rio, uma vez que os mesmos estão com uma
concentração muito superior da concentração de DBO, o que possivelmente simboliza erro de
análise como, por exemplo, na curva padrão do laboratório que foi utilizada para a faixa de
DQO > 100 mg/L.
4.2.6 Oxigênio Dissolvido (OD)
A Figura 26 representa a variação temporal da concentração de OD para cada ponto
Na Figura 27 observa-se a variação espacial do média de OD.
63
Figura 26. Variação de OD por tempo (dias) de coleta
Figura 27. Variação espacial média de OD
A Figura 26 ilustra a variação de oxigênio dissolvido ao longo do tempo e apresenta
valores abaixo do limite mínimo de 5mg/L conforme a resolução CONAMA nº 357/2005
(BRASIL, 2005) na maioria dos pontos amostrados e principalmente nos 3 primeiros tempos
analisados. As amostragens no tempo de 117 dias têm os níveis aceitáveis de OD, fator que
pode ser atribuído a elevada precipitação neste período.
Em relação ao comportamento espacial (Figura 26), mesmo com concentração
admissível no km 2,5 e a entrada do tributário no km 4,21, a concentração tem uma elevada
-
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
0 dias 33 dias 56 dias 88 dias 117 dias
Co
nce
ntr
açã
o (
mg
/L)
Tempo
10,12
7,62
5,91
4,36
1,55
0
64
queda a jusante em períodos de tempos distintos. A carga orgânica presente sofre uma
autodepuração com o aumento da vazão até o km 10,12, conforme podemos ver na Figura 27.
Nesse sentido, nos rios, o oxigênio é um elemento de essencial importância para
organismos aeróbicos (VINATEA ARANA, 1997 apud PERREIRA, 2007). Ele é
indispensável aos organismos aeróbios; a água, em condições normais, contém oxigênio
dissolvido, cujo teor de saturação depende da altitude e da temperatura.
As bactérias que decompõem a matéria orgânica em processos aeróbicos usam o
oxigênio para seu processo respiratório, o que consequentemente o diminui sua presença no
meio. Em um meio aquático onde exista grande carga de matéria orgânica (provavelmente
originada de esgoto), e dependendo do consumo de oxigênio para a sua decomposição e da
taxa de aeração do ambiente, podem vir a morrer diversos seres aquáticos sensíveis a níveis
críticos de oxigênio, o que possivelmente não venha a ocorrer com os resultados obtidos, mas
serve como alerta para os valores baixos observados na maioria dos pontos amostrados. Nesse
sentido, quando um meio aquoso chegar a níveis de ausência de oxigênio, espécies
anaeróbicas começarão a atuar na decomposição da matéria orgânica ali presentes,
aumentando a toxicidade de elementos químicos, tais como metais e gerando mau cheiro na
água.
4.2.7 OD x DBO
A Figura 28 está representando variação média espacial entre OD e DBO, em que
podemos observar com mais clareza a autodepuração no percurso em estudo, possivelmente
devido ao aumento da vazão.
65
Figura 28. Variação OD X DBO nos 112 dias
Como se pode perceber na Figura 28, quando a concentração de DBO em água
diminui, o oxigênio dissolvido (OD) aumenta. Essa variação se deve pela redução da carga
orgânica presente e capacidade de aeração do meio, que pode ser notada a partir do km 6. O
rio em estudo possui algumas fontes pontuais de concentração elevada de efluentes com altas
taxas de compostos orgânicos. Lançamentos de esgoto industrial e principalmente doméstico
in natura são os grandes responsáveis por essa carga antrópica.
Para Silvino (2008) a DBO é uma medida indireta da concentração de matéria
orgânica presente em uma amostra de água. Esta medida se dá pela determinação da
quantidade de oxigênio consumido para converter a matéria orgânica presente na água para
uma forma inorgânica em um período de tempo determinado, geralmente 5 dias, a 20 ºC.
Assim a DBO pode representar tanto a matéria orgânica quanto o consumo de oxigênio
dissolvido, podendo ser entendido por estes dois ângulos dependentes na Figura 28.
4.2.8 Nitrogênio Total
Na Figura 29 tem-se a variação da concentração de nitrogênio total pelos tempos. Já na
Figura 30 tem-se a variação espacial média da concentração de nitrogênio.
66
Figura 29. Variação de Nitrogênio por tempo (dias) de coleta
Figura 30. Variação espacial média de Nitrogênio
Existem diversas fontes de nitrogênio em águas, porém, os esgotos sanitários
constituem as principais delas, devido à presença de proteínas e pela hidrólise da urina em
água. Efluentes industriais também podem contribuir com descargas de nitrogênio orgânico e
amoniacal nas águas. Podemos observar que as concentrações são maiores nos primeiros
pontos amostrados, possivelmente pela baixa vazão (Figura 17) e alta concentração de
efluente in natura, ressaltando que para os 56 dias todos os parâmetros analisados ficaram fora
dos padrões de qualidade. Quando descarregado em excesso em águas superficiais, as
diversas formas de nitrogênio, em conjunto com o fósforo e outros nutrientes presentes nos
despejos, provocam o enriquecimento do meio, possibilitando o crescimento de seres vivos
que os utilizam e causando a eutrofização (CETESB, 2011).
67
A resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005) ressalta que para se determinar
o valor máximo permitido de Nitrogênio em água para classe 2, deverá analisar a
variabilidade do pH no meio. Neste caso o pH médio não ultrapassou 7,5, portanto adotou-se
uma concentração máxima permitida em água de 3,7 mg/L. Ao adotar-se tal valor, vários
pontos amostrados estiveram com concentração superior a essa limitação ao observar a Figura
29. Novamente a baixa vazão a montante e a elevada entrada de tributários com carga de
efluentes in natura revela um rio com forte impacto antrópico.
4.2.9 Fósforo
A Figura 31 está representando a concentração média de fósforo ao longo do tempo
avaliado. Já na Figura 32, apresenta-se a variação espacial média da concentração de fósforo.
Figura 31. Variação de fósforo por tempo (dias) de coleta
68
Figura 32. Variação espacial média de fósforo
A Figura 31 apresenta os resultados para a concentração de fósforo ao longo do tempo
amostrado. Apenas a entrada tributária, aos 4,21 km ficou dentro do limites estipulados na
resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005) para classe 2. Mesmo com a vazão do
tributário, a concentração de fósforo diminui apenas a jusante, a partir de 8,57 km, em que as
entradas pontuais de efluente diminuem. Assim como o nitrogênio, o fósforo constitui-se em
um dos principais nutrientes nos processos biológicos, por ser exigido em grande quantidade
pelas células. Os esgotos sanitários no Brasil apresentam concentração de fósforo total na
faixa de 6 a 10 mgP/L (CETESB, 2011), superior a quantidade observada nos pontos
amostrados.
Para a Figura 32, nota-se que mesmo com a entrada do tributário, com carga
insignificante de fósforo, o mesmo tem uma concentração elevada a 5,76 km, o que
possivelmente ocorreu devido a lançamentos pontuais de esgoto sanitário. Segundo Cetesb
(2011), os detergentes super fosfatados empregados em larga escala domestica constituem as
principais fontes, juntamente com os efluentes domésticos que são ricos em proteínas.
Indústrias de fertilizantes, frigoríficos, laticínios e químicas em geral também apresentam
fósforo em grande quantidade. Águas drenadas superficialmente de áreas agrícolas também
podem provocar aumento de concentração. As inúmeras fontes de efluentes com altas taxas de
fósforo existente ao longo do rio são fatores decisivos para essa concentração elevada. Pouca
vazão em alguns períodos de coleta associadas à cargas de lançamento podem elevar as
concentrações. Em alguns pontos do rio, onde não possui correnteza, podem-se notar
processos de eutrofização no meio.
69
4.2.10 Cloretos
Na Figura 33 está representada a variação temporal e na Figura 34 tem-se a variação
média espacial da concentração de cloretos.
Figura 33. Variação de Cloretos por tempo (dias) de coleta
Figura 34. Variação espacial média de Cloretos
70
Os resultados da Figura 33 mostram a variação da concentração de cloretos por ponto
amostrado em diferentes tempos de coleta. Novamente o fator decisivo para alta concentração
dos primeiros km amostrados se deve à baixa vazão (Figura 17) juntamente com uma carga
expressiva de efluente contendo cloretos. Em águas superficiais, os cloretos são fontes
importantes associadas à descarga de esgotos sanitários, sendo que cada pessoa expele através
da urina cerca de 6 g de cloreto por dia, ultrapassando a concentração de 15 mg/L de cloreto
no esgoto. Diversos efluentes industriais também podem apresentar elevadas concentrações de
cloreto como as de indústrias de petróleo, farmacêuticas, curtumes, entre outras. O cloreto
provoca o sabor salgado na água, sendo o cloreto de sódio o mais restrito por provocar sabor
em concentrações da ordem de 250 mg/L, valor este que é usado como padrão de qualidade
(FILHO, 2005).
Com a entrada do tributário ao longo do km 4,21 (Figura 34), a concentração de
cloreto tem uma queda notada nos demais pontos amostrados. Sem expressivo lançamento de
efluente sanitário e com maior vazão, a concentração de cloretos se reduz à jusante. Na média
das coletas, conforme a Figura 34, apenas no km 7,62 o cloreto ficou superior a concentração
estipulada na resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005), de 250 ml/L, para a classe 2
do rio.
4.2.11 Sulfatos
Na Figura 35 tem-se a variação da concentração sulfatos no período temporal
analisado. Já na Figura 36 tem-se a variação média espacial.
71
Figura 35. Variação de sulfato por tempo (dias) de coleta
Figura 36. Variação espacial média de Sulfato
A coleta inicial foi desconsiderada para a mesma, podendo ter sofrido algum
lançamento pontual desproporcional ou erro de analise conforme se analisa na Figura 35.
Geralmente o sulfato é formado a partir de oxidação do gás sulfúrico no meio aquático
oxigenado, podendo ser química ou por microorganismos. Suas concentrações em águas
superficiais podem ser influenciadas pela drenagem hídrica de fertilizantes, os quais são
usados na agricultura e também na decomposição da matéria orgânica. Em concentrações
elevada, pode ter o efeito laxativo (PERREIRA, 2007). Nota-se que, pela Figura 36, a média
espacial não ficou fora dos limites exigido pela resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL,
2005).
4.2.12 Condutividade Elétrica
A variação temporal da condutividade elétrica est
Figura 38 apresenta a média
rio analisado.
Figura 37. Variação de
Figura
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 dias
Mic
ros/
cm
Condutividade Elétrica
A variação temporal da condutividade elétrica está representada na
dia da concentração da condutividade elétrica
Variação de Condutividade Elétrica por tempo (dias) de coleta
Figura 38. Variação espacial média de Condutividade Elétrica
0 dias 33 dias 56 dias 88 dias 117 dias
Tempo
72
representada na Figura 37 e a
ao longo do trecho do
ondutividade Elétrica por tempo (dias) de coleta
Condutividade Elétrica
10,12
7,62
5,91
4,36
1,55
0
Limite
73
Apesar de ser uma forma indireta para medir a concentração de poluentes, conforme
afirma Filho (2005), a condutividade elétrica é uma expressão numérica da capacidade de
uma água em conduzir corrente elétrica. Altos valores poderão indicar presença de sais e
características corrosivas da água, o que possivelmente não ocorre no rio em estudo. À
medida que sólidos dissolvidos são adicionados a meios aquosos a condutividade também
pode aumentar.
A resolução CONAMA nº 357/2005 não estipula um valor para condutividade em rio
classificado como sendo de classe 2. Segundo CETESB (2011), níveis superiores a 100 µS/cm
indicam ambientes impactados. Considerando esse nível mínimo adotado, vários pontos
ficaram com concentração superior (Figura 37) e podemos caracterizar o meio em estudo
como estando impactado.
Mesmo sendo uma forma indireta de medição conforme afirma Filho (2005) e
dependendo da concentração iônica e da temperatura para medir a quantidade de sais
presentes na coluna de água, podemos concluir pela Figura 38, que a concentração de
condutividade elétrica diminui a jusante devido ao aumento da vazão (Figura 17) e
diminuição das emissões pontuais.
4.2.13 Turbidez
A Figura 39 apresenta a variação da turbidez ao longo do tempo monitorado. A Figura
40 apresenta a variação média espacial da turbidez.
74
Figura 39. Variação da Turbidez por tempo (dias) de coleta
Figura 40. Variação espacial média da Turbidez
A turbidez é causada, segundo Filho (2005) por materiais sólidos em suspensão, sendo
a cor da água de interferência negativa na medida devido a sua propriedade de absorver luz. A
turbidez é medida através do turbidímetro de Jackson, comparando-se o espalhamento de
feixe de luz ao passar pela amostra com o espalhamento de um feixe de igual intensidade ao
passar por uma suspensão. Quanto maior o espalhamento maior será a turbidez. As águas
podem apresentar uma elevação de turbidez quando ricas em Fe, mas normalmente a turbidez
não é fator predominante para a qualidade das águas. Para o presente estudo a turbidez não
está fora dos padrões de qualidade estipulado pela resolução CONAMA nº 357/2005
75
(BRASIL, 2005), não sendo atribuída a sua concentração a inconvenientes sanitários diretos,
mas podendo ser desagradável na água em estudo, e alguns sólidos em suspensão podem
servir de abrigo para microorganismos patogênicos, diminuindo a eficiência da desinfecção de
possíveis ETAs a jusante.
4.2.14 Coliformes Termotolerantes
A Figura 41 apresenta o comportamento temporal de coliformes termotolerantes e a
Figura 42 apresenta a variação espacial de Coliformes Termotolerantes expressada pela média
da concentração em cada ponto.
Figura 41. Variação de coliformes termotolerantes por tempo (dias) de coleta
76
Figura 42. Variação espacial média de Coliformes Termotolerantes
As bactérias do grupo coliforme são consideradas os principais indicadores de
contaminação fecal. A partir da análise da Figura 41 nota-se que houve pontos distintos em
cada dia coletado que estiveram fora do padrão de qualidade estipulado pela resolução
CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005). As cargas de efluente sanitário têm entrada pontual
no rio, sendo que os mesmos não possuem uma carga constante no meio. Neste aspecto a
variação de concentração em cada ponto poderá variar, conforme a hora ou o dia de coleta.
O uso das analises de coliformes termotolerantes para indicar a poluição sanitária em
corpos hídricos mostra-se mais significativo do que as analises de coliformes totais, isso
porque as bactérias estão restritas ao trato de animais de sangue quente. Determinação de
concentração de coliformes em água superficiais assume papel importante como parâmetro
indicador de possíveis microorganismos patogênicos, responsáveis pela transmissão de
doenças de veiculação hídrica (CETESB, 2011). Portanto para a variação espacial, conforme a
Figura 42, pode-se considerar que a concentração de coliformes no percurso em estudo poderá
ser a causadora de inúmeras doenças futuras, conforme descreve a CETESB (2011), caso não
haja um controle nesse lançamento de efluente sanitário in natura.
Segundo Castro et el. (2008), a presença de coliformes na água não apresenta, por si
só, um perigo à saúde, mas indica a possível presença de outros organismos causadores de
problemas à saúde.
77
4.3 Simulação do Modelo QUAL2K
Os parâmetros físicos e químicos simulados são apresentados abaixo. O modelo
QUAL2K gera gráficos de concentração versus distância, portanto foi usado o mesmo padrão
nos gráficos de monitoramento.
No total foram calibrados oito parâmetros de qualidade, sendo considerada toda a
extensão do rio em estudo e os mesmos valores de esgoto difuso para ambos.
4.3.1 Vazão
A Figura 43 esta representando a vazão ao longo do eixo longitudinal dos 10,12 km
em estudo do Rio Passo Fundo.
Figura 43: Vazão média ao longo do eixo longitudinal do percurso em estudo do Rio Passo Fundo
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
024681012km
m³/s
Q, m3/s Q-data m3/s
78
Observa-se a partir da Figura 43 os valores da vazão para cada ponto monitorado e os
dados referentes à calibração desses elementos pela tabela “Reach” citada anteriormente. Ao
analisar os dados, nota-se que o modelo respondeu bem a calibração, representando a real
vazão do rio em estudo. Os valores para cada elemento são as médias de todos os meses
monitorados. Para essa média não foi definido períodos secos ou chuvosos, mas sim um
regime permanente.
Do ponto de vista de qualidade ambiental, conforme cita 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 ocorrer nos períodos de chuva poderá
implicar também no aumento do carregamento de sólidos para o leito dos mananciais,
assoreando rios e córregos.
4.3.2 Temperatura
A Figura 44 expressa os valores simulados para a temperatura ao longo do percurso
em analise do Rio Passo Fundo.
Figura 44: Variação da temperatura ao longo do eixo longitudinal do percurso em estudo do Rio Passo Fundo
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
5
10
15
20
25
30
024681012
Temp(C) Average Mean Temp-data Temp(C) Minimum
Temp(C) Maximum Minimum Temp-data Maximum Temp-data
79
Em termos longitudinais a temperatura (Figura 44), possui um gradiente da nascente à
jusante, apresentando uma diferença de 1 a 2 ºC de diferença em todo o período amostrado.
Um dado importante a ser citado é que todas as amostragens realizadas a campo, conforme
citado nos dados de monitoramento, foram coletados no inicio da manha na nascente e os
demais pontos a jusante próximo ao meio dia. Esse fato pode contribuir para gradiente
longitudinal.
Segundo Fonseca (2008) com o aumento da temperatura há redução na solubilidade do
OD e consequentemente a concentração de OD diminui. Além de que com essa elevação, a
degradação da matéria orgânica torna-se mais intensa e, embora a reaeração contribua para
um aumento da concentração de OD, este aumento não é suficiente para superar o decréscimo
causado pela maior velocidade de degradação. Para o presente modelo não houve esse
aumento de temperatura, sendo que o mesmo respondeu satisfatoriamente à simulação da
temperatura, seguindo a mesma tendência das figuras monitoradas espacialmente,
aumentando ao longo da jusante, porém ficando na faixa dos 20 ºC, temperatura essa ideal
para a calibração dos parâmetros.
4.3.3 pH
A Figura 45 expressa os valores ao longo do eixo longitudinal para pH, do percurso
analisado do rio em estudo.
80
Figura 45: Variação do pH ao longo do eixo longitudinal do percurso em estudo do Rio Passo Fundo.
Os valores de pH (Figura 45) não sofrem grande variação longitudinal e mantiveram
as mesmas variações dos dados monitorados espacialmente.
Segundo Fiorentin et. el. (2009) apud LIMA (2010) para a estabilidade e solubilidade
dos metais entre outras características da água e segundo a resolução CONAMA nº 357/2005
(BRASIL, 2005), o valor do pH deve variar de 6 a 9,5 em águas superficiais. Os resultados
obtidos para o rio na calibração do modelo mantiveram-se dentro dos limites para rios classe
3, com valores tendendo a basicidade.
4.3.4 Fósforo orgânico e inorgânico
Nas Figura 46 e Figura 47 está apresentada a calibração para fósforo orgânico e
inorgânico, respectivamente. A calibração do modelo apresentou coeficientes de hidrólise e
velocidade de sedimentação para fósforo orgânico e inorgânico conforme Quadro 14.
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
14
024681012Km
Con
cent
raçã
o
pH pH datapH Min pH MaxMinimum pH-data Maximum pH-datapHsat
81
Figura 46: Concentração de fósforo orgânico ao longo do eixo longitudinal
Figura 47: Concentração de fósforo inorgânico ao longo do eixo longitudinal
Quadro 14: 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 0,2000 2,0000 2,0000 2 0,2000 2,0000 2,0000 3 0,2000 2,0000 2,0000 4 0,2000 2,0000 2,0000
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
14
024681012km
conc
entr
ação
Inorg P (ugP/L) data Inorg P (ugP/L)Inorg P (ugP/L) Min Inorg P (ugP/L) MaxMinimum Inorg P-data Maximum Inorg P-data
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
14
024681012km
conc
entra
ção
Porg (ugN/L) data Po (ugP/L)Po (ugP/L) Min Po (ugP/L) MaxMinimum Po-data Maximum Po-data
82
A concentração de fósforo inorgânico (Figura 46) e orgânico (Figura 47) resultante da
simulação do segmento do rio em estudo apresentou uma redução à jusante. Desta maneira,
pode-se observar que a concentração inicial esta acima do padrão de qualidade estipulado pela
resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005), e mesmo ao final do percurso, continua
com alta carga de concentração. O modelo respondeu satisfatoriamente a calibração.
Segundo Esteves (1998) apud LIMA (2010), o fosfato inorgânico presente na água
tem origem natural e artificial. Dentre as fontes naturais, as principais são as rochas e suas
matérias primárias presente e suas composições, além da decomposição de organismos de
origem alóctone. As fontes artificiais são os esgotos domésticos e industriais e efluentes
agrícolas. Para o presente estudo, as taxas de concentração de fósforo inorgânico (Figura 46)
são atribuídas principalmente aos esgotos domésticos com altas cargas de detergentes
organofosforados, além da ocupação do solo ao longo das margens do rio, bem como a
drenagem pluvial urbana e rural e esgotos domésticos. A velocidade de sedimentação (Quadro
14), 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.
O fosfato orgânico, segundo o mesmo autor, é a forma de fosfato que está vinculada ao
tecido animal ou vegetal, sendo formado principalmente por processos biológicos. Isso
implica dizer que dejetos de animais, esgotos domésticos e restos de alimentos contribuem
para o acumulo de P orgânico no meio aquático ao longo do rio modelado (Figura 47).
Também pode ser formado a partir de ortofosfato ou como resultado da quebra de pesticidas
orgânicos que contêm fosfatados.
4.3.5 Nitrogênio Orgânico e Inorgânico
A Figura 48 representa os dados calibrados da concentração de nitrogênio orgânico ao
longo do eixo longitudinal e na Figura 49 estão apresentados os valores para concentração de
nitrogênio inorgânico.
83
Figura 48: Concentração de nitrogênio orgânico ao longo do eixo longitudinal
Figura 49: Concentração de nitrogênio inorgânico ao longo do eixo longitudinal
A calibração para ambos os nitrogênios resultaram nos coeficientes conforme Quadro
15:
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
024681012km
conc
entr
ação
No(ugN/L) Norg (ugN/L) dataNo(ugN/L) Min No(ugN/L) MaxMinimum No-data Maximum No-data
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
024681012km
conc
entr
ação
NH4 (ugN/L) data NH4(ugN/L)NH4(ugN/L) Min NH4(ugN/L) MaxMinimum NH4-data Maximum NH4-data
84
Quadro 15: Coeficientes usados na calibração do modelo para N orgânico e inorgânico.
Elementos
Nitrogênio Orgânico Amônia Nitrato Taxa de Hidrolise
Velocidade de sedimentação
Taxa de Nitrificação
Taxa de desnitrificação
Taxa Transferência de Sedimentação
/d m/d /d m/d m/d 1 0,2000 0,0000 1,0000 0,0500 0,0000 2 0,2000 0,0000 1,1000 0,0500 0,0000 3 0,5000 0,0000 1,2000 0,0600 0,0000 4 0,9000 0,0000 1,3000 0,0600 0,0000
As maiores concentrações de nitrogênio, tanto amoniacal ou inorgânico, foram
registradas no inicio do percurso calibrado, seguindo os resultados dos gráficos de
monitoramento espacial. A concentração de nitrogênio amoniacal mostrou-se menor do que a
concentração de NH4N, mas ambos os nitrogênios (Figura 48 e Figura 49) possuem o mesmo
perfil de decaimento a jusante.
Segundo Melo et al. (2000), o nitrogênio presente no esgoto fresco está quase todo
combinado sob a forma de proteína e uréia, sendo as bactérias que transformam o nitrogênio
presente primeiramente em amônia, depois em nitritos, e em seguida em nitratos. Melo et el.
(2000) destaca que a concentração com que o nitrogênio aparece sob essas várias formas
indica a idade do esgoto ou sua estabilização em relação a demanda de oxigênio, neste ponto
de vista a característica da concentração do nitrogênio presente na água do rio mostra-se ter
maior índice de efluente já nitrificado (Figura 49). Essa nitrificação é visualizada na adoção
dos coeficientes de calibração, Quadro 15, onde há um aumento da taxa de nitrificação ao
longo dos elementos a jusante.
A desnitrificação segundo Jih et al. (2001) apud Dombroski (2002), é a conversão de
nitrato a nitrogênio gasoso, onde é considerada junto com a nitrificação, os principais
processos envolvidos na remoção biológica de nitrogênio. Assim como se observa na Quadro
15, o modelo demonstra um aumento da desnitrificação à jusante e consequentemente o
decréscimo da carga de NH4N (Figura 49) a jusante.
4.3.6 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
A Figura 50 representa a concentração de DBO ao longo do eixo longitudinal para o
para os 10,12 km em estudo do rio.
85
Figura 50: Concentração de DBO ao longo do eixo longitudinal
O modelo QUAL2K trabalha com a modelagem de balanço de massa para cada item
do modelo, com exceção das variáveis ligadas as algas de fundo. O Modelo acaba gerando
para cada elemento disponibilizado um resultado proveniente da equação geral do balanço de
massa, obtendo desta maneira uma seqüência de informações sobre os trechos do rio.
Desta forma, a calibração pode ficar deficiente, pois ocorre a imprecisão no ajuste do
balanço de massa da DBO, já que não se considera toda a matéria orgânica biodegradável
presente no meio.
A calibração para a vazão relacionada na Figura 43 apresentou valores únicos para o
coeficiente de oxidação da DBO de 0,20 d-1 para todo o percurso em analise. Quando não há
mudança na taxa de degradação segundo Silvino (2008), possivelmente a redução da DBO se
dá pela diluição da carga orgânica com o aumento da vazão da montante a jusante. O que se
comprova por baixos valores de k obtidos na modelagem desse parâmetro. Valores típicos dos
coeficientes de remoção de DBO estão representado no Quadro 5, segundo Vong Sperling,
(2007), diferenciando os Kd por profundidade do rios analisado. Segundo o mesmo autor, os
rios mais rasos possuem maiores influencia da biomassa presente nos sedimentos, a qual
contribui para a decomposição da DBO.
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
2
4
6
8
10
12
024681012km
Con
cent
raçã
o
CBODf (mgO2/L) CBODf (mgO2/L) dataCBODf (mgO2/L) Min CBODf (mgO2/L) MaxMinimum CBODf-data Maximum CBODf-data
86
Ao verificar a Figura 50 nota-se que o modelo respondeu bem a calibração exceto nos
últimos pontos a jusante, devido ao balanço de massa e ao não considerar as algas de fundo.
4.3.7 Oxigênio Dissolvido (OD)
A Figura 51 expressa os valores correspondente ao OD calibrado no modelo QUAL2K
ao longo do espaço. No Quadro 16 temos os coeficientes usados na calibração do modelo.
Figura 51: Concentração de OD ao longo do eixo longitudinal
Quadro 16: Coeficientes usados na calibração do
modelo para Oxigênio Dissolvido.
Elementos
Oxigênio Dissolvido
Coeficiente de reaeração
Velocidade de sedimentação
d-1 m/d 1 0,2 1,00 2 0,2 1,00 3 0,4 1,00 4 0,9 1,00
Rio Passo Fundo (15/11/2011)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
024681012km
conc
entra
ção
DO(mgO2/L) DO (mgO2/L) dataDO(mgO2/L) Min DO(mgO2/L) MaxMinimum DO-data Maximum DO-data
87
Em termos de concentração (Figura 51) observou-se os menores valores de oxigênio
dissolvido foram obtidos na nascente do rio, com aumento a jusante. Essa diferença esta
ligada principalmente ao poder de reaeração ao longo do percurso, em que sua vazão aumenta
e os efluentes com carga orgânica sofrem diluição, diminuindo sua concentração e
consequentemente aumentando a quantidade de oxigênio dissolvido na água.
Ao analisar os dados de referencia para os tipos de rios e seu comportamento, segundo
Vong Sperling (2007), descrito na Tabela 2, se observa característica de rio raso inicialmente,
com baixa velocidade em seu meio, tornando-se um rio rápido a jusante, porém mediamente
raso. A tabela descrita para as características de corpos hídricos de Vong Sperling (2007)
mostrou-se satisfatória na comparação com as reais características do rio estudado.
A calibração dos coeficientes usado no modelo para oxigênio dissolvido reflete a
reaeração do percurso em cada elemento, sendo a velocidade de sedimentação constante.
Segundo Filho (2005), a concentração do oxigênio pode ser controlada pela solubilidade dele
em água, uma vez que, como para outras moléculas de gases apolares com interação
intermolecular fraca com água, a solubilidade é pequena devido à característica polar da
molécula de água. Neste conceito, Costa et el. (2000), afirma que a reposição de Oxigênio
dissolvido nos escoamentos de águas naturais ocorre, principalmente, através da absorção
física do oxigênio contido na atmosfera em função da movimentação turbulenta na superfície
livre do escoamento, sendo esse parâmetro denominado coeficiente de reaeração ou
coeficiente de reoxigenação (K2). Ao caso em estudo, ao analisar os coeficientes da calibração
para OD no modelo (Quadro 16), nota-se um aumento no coeficiente de reaeração a jusante,
se entende dessa maneira que o rio esta sofrendo autodepuração, eliminando parte da
concentração de carga orgânica poluidora do curso hídrico ou diluindo a mesma com o
aumento da vazão.
Já para Fonseca (2008) a reaeração atmosférica depende de algumas variáveis como a
temperatura e algumas características do canal, além de que este gás é essencial nos processos
de estabilização da matéria orgânica, um exemplo são as reações de oxidação da amônia e do
nitrito. A primeira influencia diretamente o coeficiente de solubilidade do oxigênio, e a
segunda interfere no movimento das águas. Neste modelo a segunda esta diretamente
influenciando na concentração do oxigênio, uma vez que quanto mais turbulento for, maior
será a transferência de oxigênio à massa líquida. As fontes de oxigênio são a reaeração
atmosférica e seu decaimento se da pelo consumo da DBO na oxidação da matéria orgânica.
88
5 CONCLUSÃO E SUGESTÕES
5.1 Conclusão
O presente estudo avaliou resultados do monitoramento das águas superficiais de um
percurso equivalente a 10,12km da área urbana do Rio Passo Fundo, do município de Passo
Fundo – RS. A partir dos resultados obtidos concluiu-se que:
a) A degradação do corpo d’água do Rio Passo Fundo é resultado das ações antrópicas
ao longo de todo o percurso monitorado. A presença da urbanização são os maiores
responsáveis pela poluição (pontual e difusa) ambas comprometendo a qualidade das águas
superficiais em estudo.
b) A variação temporal apresenta valores de cargas antrópicas em diferentes épocas e
pontos monitorados, caracterizando lançamentos pontuais não freqüentes, contribuindo para a
degradação do corpo hídrico e não podendo nos dar uma precisão da freqüência desses
lançamentos.
c) A variação espacial média apresentou carga expressiva de lançamentos de efluentes
principalmente ao inicio do percurso em analise, diminuindo a jusante. O aumento da vazão é
a causa predominante para a diminuição dessa carga, sendo a mesma mais diluída e
capacitando a aeração do meio.
d) O monitoramento da qualidade do corpo hídrico apresentou ser de estrema
importância para caracterizar e obter informações sobre a real situação da qualidade das águas
do rio em estudo, uma vez que obtendo essas informações poderá realizar medidas de gestão e
minimização dos impactos antrópicos.
e) O modelo QUAL2K respondeu bem a calibração, uma vez que se conseguiu
observar que a autodepuração ao longo do trecho monitorado é baixa e decorrente apenas do
aumento da vazão. Este ajuste de calibração poderá ser utilizado para tomada de decisões
locais, visando estudos de redução de cargas poluidoras para atingir classes de enquadramento
requerido pelos gestores, na busca de minimização dos impactos.
89
5.2 Sugestões
a) Recomenda-se ao comitê de bacia hidrográfica do Rio Passo Fundo, propor ações
preventivas para a melhoria das condições sanitárias do rio Passo Fundo. Sugere-se o
tratamento adequado dos esgotos sanitários e industriais que possivelmente estão sendo
lançados in natura, ou com tratamento fora dos padrões de qualidade conforme exige a
resolução CONAMA nº 430/2011 (BRASIL, 2011).
b) O monitoramento do corpo hídrico em estudo deviria ser continuo, aumentando a
precisão dos resultados e construindo um histórico do comportamento do rio Passo Fundo.
Nestas condições obterá maior quantidade de informações para subsidiar modelos de
qualidade de água.
90
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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