PNMA II- índices e indicadores ÍNDICE E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA REVISÃO DA LITERATURA

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1 ÍNDICE E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA REVISÃO DA LITERATURA 1

2 ÍNDICE 1. APRESENTAÇÃO 1 2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA 2 3. LEGISLAÇÃO BRASILEIRA E QUALIDADE DA ÁGUA 3 4. ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA 4.1. ASPECTOS GERAIS ÍNDICES DE QUALIDADE DA ÁGUA PARA USOS GERAIS AMBIENTES LÊNTICOS Lagos e reservatórios Modelo do estado trófico de Carlson modificado por Toledo Curva probabilística do estado trófico Modelo simplificado do estado trófico AMBIENTES LÓTICOS Índice de Horton Índice de qualidade da água da NSF (IQA- NSF) Índice de Toxidez Índice de Prati Índice de Dinius Índice de Smith ESTUÁRIOS Generalidades Critério de qualidade da água baseado em indicadores de qualidade estética Critério de qualidade da água baseado em indicadores de poluição orgânica e bacteriológica Critério de qualidade da água baseado em indicadores de estado trófico ÍNDICES DE USO ESPECÍFICO- AMBIENTES LÓTICOS Índice de O Connor Índice de Deininger e Landwehr Índice de Walski e Parker Índice de Stoner Índice de Nemerow e Sumitomo Índices de planejamento Índices de Mitre Índice de Inhaber Índice de Zoeteman 43 2

3 5. ÍNDICES BIOLÓGICOS 5.1. Generalidades Número de espécies Número total de indivíduos Índice de Margalef Índice de Menhinick Déficit de espécies de Kothe Índice de Odum Índice de Hulbert Índice de dominância de McNaughton Índice de Simpson Índice de diversidade Shannon Ensaios Biológicos na avaliação da qualidade da água Modalidades de ensaios Definição de organismos ÍNDICES RECENTEMENTE DESENVOLVIDOS Índice geral de qualidade da água (IGQA)-SABESP Critérios para a determinação do índice Cálculo do IGQA Interpretação da classificação Apresentação dos resultados dos cálculos Índice de qualidade da água distribuída `a população do DF (IQAD) Índices de qualidade da água utilizados pela CETESB-rios e reservatórios Balneabilidade Fatores que influenciam a balneabilidade Revisão do índice de preservação da vida aquática (IVA) Cálculo do IVA Cálculo do IPMCA Índice do estado trófico Cálculo do índice para a proteção da vida aquática, IVA IAP, índice de qualidade de águas brutas para fins de abastecimento público Cálculo do IAP Metodologia de cálculo do ISTO Ponderação dos parâmetros que avaliam a presença de substâncias tóxicas Ponderação dos parâmetros que afetam a qualidade organoléptica Cálculo do ISTO Metodologia de cálculo do IAP IQAR- Índice de qualidade da água de reservatório (Instituto Ambiental do Paraná) Variáveis selecionadas para o monitoramento Determinação das classes de qualidade de água de reservatório, de acordo com níveis de comprometimento Cálculo do IQAR Avaliação da toxidez-rios e reservatórios 81 3

4 7.0. Comparação de índices de qualidade da água Experiências com análises comparativas de índices índices selecionados Perspectivas e recomendações Bibliografia 95 ANEXO 107 4

5 ESTUDOS PARA SELEÇÃO DE ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA PARA O MONITORAMENTO NO ESTADO DE PERNAMBUCO 1. APRESENTAÇÃO O estado de Pernambuco teve o projeto MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA COMO INSTRUMENTO DE CONTROLE AMBIENTAL E GESTÃO DOS RECURSOS HÍDRICOS NO ESTADO DE PERNAMBUCO aprovado pelo PNMA II- Sub Componente Monitoramento de Qualidade da Água. O Objetivo geral do projeto é Reestruturar e aprimorar o sistema de monitoramento da qualidade da água na bacia do rio Ipojuca e reservatório de Tapacurá, para seu efetivo funcionamento como ferramenta de suporte à decisão e participação comunitária no controle ambiental e na gestão dos recursos hídricos, servindo como modelo para reestruturação do sistema estadual. O projeto aprovado prevê a realização de estudos para seleção de índices e indicadores de qualidade da água e consolidação dos estudos. A necessidade dos estudos foi justificada no âmbito do projeto por um Diagnóstico do Monitoramento da Qualidade da Água (SOBRAL & MONTENEGRO, 2001) que identificou que o monitoramento ora realizado pela CPRH e SRH-PE poderia se tornar ferramenta efetiva de gestão ambiental caso sofresse uma reformulação, abordando dentre outros aspectos, a seleção de parâmetros, índices e indicadores de qualidade da água adequados às peculiaridades do estado, com diversidade de regime hidrológico, presença de sistemas lóticos e lênticos, incluindo estuários. Os ambientes de água doce são divididos em lóticos e lênticos. Lóticos são ambientes de água corrente, enquanto lênticos são ambientes de água parada. Foi efetuada revisão da literatura sobre índices e indicadores de qualidade de água propostos, metodologias de estabelecimento desses índices, bem como estudos de casos com aplicações desses índices, a estudos específicos e a atividades de monitoramento sistemático. O presente documento apresenta a revisão da literatura e a seleção de índices e indicadores que poderão ser aplicados no monitoramento da qualidade da água no estado de Pernambuco, pelas duas instituições envolvidas, CPRH e SRH-PE. A consolidação da seleção apresentada dar-se-á após exercício de aplicação dos índices e indicadores selecionados a dados do monitoramento atual e realização de oficina para debate, na qual deverão participar técnicos das duas instituições, 5

6 especialistas convidados e membros da comunidade em geral nas áreas- piloto consideradas no projeto do estado de Pernambuco. 2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA A poluição a que os corpos d água estão sujeitos, causada por diferentes fontes de origem urbana, rural e industrial, conduz à necessidade de planos de prevenção e recuperação ambiental, a fim de garantir condições de usos atuais e futuros, para diversos fins. Esses planos, além de medidas de acompanhamento de suas metas, através de fiscalização, requerem para sua proposição e efetiva implementação, dados que indiquem o estado do ambiente aquático. Para esse fim, são estabelecidos os programas de monitoramento da qualidade da água. Programas de monitoramento da qualidade da água são estabelecidos para avaliar as substâncias presentes na água, avaliadas sob os aspectos físicos, químicos e biológicos (SANTOS et al., 2001). A água contém uma ampla variedade de constituintes que podem ser medidos nesses programas de monitoramento da qualidade, relacionados aos três diferentes aspectos anteriormente mencionados. A Tabela 01 apresentada por SANTOS et al. (2001) lista alguns parâmetros, relacionados a cada um desses três aspectos. Os mesmos autores destacam que a seleção dos parâmetros de interesse depende do objetivo do estudo, investigação ou projeto, levando-se em consideração os usos previstos para o corpo d água e as fontes potencias de poluição existentes na bacia hidrográfica. Os parâmetros a serem considerados, segundo recomendam os mesmos autores, podem ser selecionados de acordo com as fontes potenciais e ainda para atender determinada legislação, estabelecendo os padrões de qualidade que devem ser atendidos, como por exemplo, os padrões de qualidade de águas superficial estabelecidos pela Resolução 20/86 CONAMA, ou os padrões de efluentes industriais estabelecidos pela mesma resolução, dentre outros. As fontes potenciais de poluição podem ser identificadas através de um levantamento de uso do solo na bacia. Qualquer programa de acompanhamento da qualidade da água, ao longo do tempo e do espaço, gera um grande número de dados analíticos que precisam ser transformados em um formato sintético, para que descrevam e representem de forma compreensível e significativa o estado atual e as tendências da água, para que possam ser utilizados como informações gerenciais e como ferramenta na tomada de decisões relativas aos recursos hídricos. 6

7 Uma forma de agregação dos dados em um formato sintético é o uso de indicadores que transfiram informações de um sistema a outro, levando a melhoria na tomada de decisões. Indicador é uma característica específica da água, podendo ser, física, química ou biológica. Ex: oxigênio dissolvido, carga de fósforo total, etc. Os índices de qualidade de água são importantes no acompanhamento da qualidade levando em conta que existem incertezas por detrás das variáveis que os compõem. Índice é a agregação de dois ou mais indicadores. Ex: IQA-NSF, IQAR, etc. Tabela 01. Alguns parâmetros de qualidade da água (SANTOS et al., 2001). Parâmetros físicos Parâmetros inorgânicos não metálicos Parâmetros orgânicos Parâmetros biológicos e microbiológicos Parâmetros metálicos Cor Condutividade Odor Sólidos Salinidade Sabor Temperatura Turbidez Acidez Alcalinidade Boro Dióxido de carbono Cloreto Cloro (residual) Cianeto Flúor Iodo Nitrogênio Oxigênio dissolvido Ozônio ph Fósforo Sílica Sulfato Sulfeto Sulfito Demanda bioquímica de oxigênio (DBO) Demanda química de oxigênio (DQO) Ácidos voláteis orgânicos Carbono orgânico Halogênio orgânico Metano Óleos e graxas Pesticidas orgânicos Fenóis Surfactantes Tanino e lignina Plâncton Macroinvertebrados Macrófitas Algas Coliformes totais Coliformes fecais Salmonela Protozoários Vírus Bactérias fungos Alumínio Arsênico Bário Berílio Cádmio Cálcio Cromo Cobre Ferro Chumbo Lítio Magnésio Manganês Mercúrio Níquel Potássio Selênio Prata Sódio Zinco 3. LEGISLAÇÃO BRASILEIRA E QUALIDADE DA ÁGUA A primeira base legal específica dos recursos hídricos foi instituída a partir do Código das Águas, de 10 de julho de 1934, que apesar de seus mais de sessenta anos ainda é considerada pela Doutrina Jurídica como um dos textos modelares do Direito Positivo Brasileiro. Promulgada em 1988, a Constituição Federal em vigência modificou em vários aspectos o Código das Águas. Uma das principais alterações foi à extinção de alguns 7

8 casos previstos pelo instrumento legal do domínio privado da água. Segundo a Constituição atual todos os corpos d água são de domínio público. A Constituição vigente traz uma série de outras modificações em relação ao Código das Águas. A Lei 9.433, de 8 de janeiro de 1997, conhecida atualmente como Lei das Águas, institui a Política Nacional de Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos. A Lei das Águas estabelece como princípios gerais básicos para a gestão de recursos hídricos: A gestão por bacia hidrográfica; A observância dos usos múltiplos, mas considerando que em situações de escassez, o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo humano e a dessedentação animal; O reconhecimento de que a água é um recurso dotado de valor econômico; A gestão descentralizada e participativa; O reconhecimento da água como bem finito e vulnerável. A Política Nacional de Recursos Hídricos tem como um de seus objetivos assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos. Dentre as diretrizes de ação para implementação dessa política, a lei estabelece que a gestão sistemática dos recursos hídricos não deve dissociar os aspectos de quantidade dos de qualidade (Art. 3 0, Cap. III, Tit. I). Como instrumentos da Política Nacional de Recursos Hídricos, a Lei 9.433/97 estabeleceu: Os planos de recursos hídricos; A outorga de direito de uso dos recursos hídricos; A cobrança pelo uso dos recursos hídricos; 8

9 O enquadramento dos corpos d água em classes de uso; O sistema nacional de informações sobre recursos hídricos. Para se definir a qualidade das águas dos mananciais é preciso enquadrá-las em classes, considerando seus usos e estabelecendo-se critérios (ZAGATTO et al., 1993; VON SPERLING, 1995). O enquadramento de corpos d água já previsto na Resolução n 0 20 do Conselho Nacional de Meio Ambiente-CONAMA (1986) é o instrumento que estabelece o nível de qualidade (classe) a ser alcançado e/ou mantido em um segmento de um corpo d água ao longo do tempo, assegurando seus usos prioritários. Estabelece que o enquadramento de um corpo d água deve ser baseado não necessariamente no seu estado atual, mas no nível de qualidade que deveria possuir para atender as necessidades da comunidade. Esta Resolução dividiu as águas do território brasileiro em águas doces (salinidade < 0,05%), salobras (salinidade entre 0,05% e 3%) e salinas (salinidade > 3%). Em função dos usos previstos, foram criadas nove classes de qualidade. As Classes Especiais, 1, 2, 3 e 4 referem-se às águas doces, as Classes 5 e 6 são relativas às águas salinas e as Classes 7 e 8 às águas salobras. Todas as propostas de enquadramento devem ser desenvolvidas com a participação de usuários, irrigantes, ONG s, associações comunitárias e representantes dos governos municipais e estaduais. Com o enquadramento podem ser definidas metas a serem alcançadas, como por exemplo, o estabelecimento de programas de investimento em tratamento de esgotos urbanos. 4. ÍNDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DE ÁGUA 4.1. ASPECTOS GERAIS A poluição das águas origina-se principalmente de efluentes domésticos, efluentes industriais e da exploração agrícola, associada, principalmente, ao tipo de uso e ocupação do solo (HOLMES, 1996; VARIS, 1996). 9

10 Os primeiros estudos relacionando o nível de pureza e a poluição da água foram realizados na Alemanha em 1848 (OTT, 1978). Segundo DERÍSIO (1992), estes estudos procuraram sintetizar os dados de qualidade da água, através da relação entre o nível de pureza da água e a poluição, com a ocorrência de determinadas comunidades de organismos aquáticos. Em lugar de um valor numérico, a qualidade da água era categorizada por uma classe, entre várias, de poluição. Nos últimos 130 anos, vários países Europeus desenvolveram e aplicaram diferentes sistemas para classificar a qualidade da água. Os sistemas usualmente utilizados eram de dois tipos: a) aqueles relativos à quantidade de poluição detectada b) aqueles relativos à vida de comunidades de organismos macro e microscópicos, como por exemplo peixes, organismos bentônicos e plantas. Índices de qualidade da água foram propostos visando resumir as variáveis analisadas em um número, que possibilite analisar a evolução da qualidade da água no tempo e no espaço e que serve para facilitar a interpretação de extensas listas de variáveis ou indicadores (GASTALDINI & SOUZA, 1994). O interesse do Brasil por tais índices cresceu desde que o Conselho Nacional de Meio Ambiente em seu relatório anual de 1972, manifestou a necessidade da utilização de índices para o meio ambiente. Existem três tipos básicos de índices de qualidade de água (OTT, 1978): - Índices elaborados a partir da opinião de especialistas; - Índices baseados em métodos estatísticos; - Índices biológicos (cujos dados necessários para sua formulação ainda não são rotineiramente obtidos em programas de monitoramento). Para Ott apud LEITE & FONSECA (1994) índices de qualidade de água podem ser utilizados para diversas finalidades, tais como: distribuição de recursos: repartição de verbas e determinação de prioridades; ordenação de áreas geográficas: comparação de condições ambientais em diferentes áreas geográficas; 10

11 imposição de normas: determinação do cumprimento ou não da legislação ambiental; análise de tendências: avaliação de mudanças na qualidade ambiental, em determinado período de tempo e acompanhamento da qualidade dos recursos hídricos superficiais; informação ao público: informe à população sobre as condições de qualidade ambiental em determinado ecossistema; pesquisa científica: redução de uma grande quantidade de dados, atuando como ferramenta para o estudo dos fenômenos ambientais; Identificar problemas de qualidade de água que demandem estudos especiais em trechos de rios; Servir de instrumentos para a gestão dos recursos hídricos Em geral, um Índice de Qualidade de Água (IQA) é um número adimensional que exprime a qualidade da água para os diversos fins. Esse número é obtido da agregação de dados físico-químicos, bacteriológicos, químicos por meio de metodologias específicas. Como existe uma variedade de usos para a água, surgiram, então, vários índices, tais como (DERÍSIO, 1992): índice de qualidade de água em geral; índice de qualidade de água para usos específicos; índice de qualidade de água para planejamento ambiental, entre outros. Nos Estados Unidos (EUA), diversos estudos e revisões literárias foram realizados, principalmente na década de 70. Segundo OTT (1978) o primeiro destes foi uma tese de doutorado desenvolvida em 1974 na Universidade de Michigan, por Landwehr, que tratou da construção e análise de IQA s. Em seguida, em cooperação com outras agências federais, o Council on Environmental Quality (CEQ) dos Estados Unidos 11

12 patrocinou um levantamento e avaliação de vários índices de qualidade que estavam sendo utilizados no país. Alguns índices foram desenvolvidos utilizando a técnica de pesquisa de opinião em um largo painel de especialistas em qualidade da água, como os desenvolvidos por Prati, Mcduffie, Dinius e Dunnette. Outros índices nessas mesmas bases foram desenvolvidos para regiões específicas e foram citados por OTT (1978). Na escolha das variáveis para composição do índice são incorporados elementos estatísticos ou métodos de pesquisa de opinião entre especialistas que conhecem o tema. Para a determinação e interpretação dos dados de qualidade ambiental podem ser utilizadas aplicações estatísticas - Análise da Matriz Correlação (MC), Análise de Componentes Principais (ACP), Análise Fatorial (AF), Procedimento de Classificação Não Paramétricos (CNP). Nos métodos de pesquisa de opinião, a técnica DELPHI é a que tem sido mais utilizada. Após a seleção de parâmetros por um dos métodos estatísticos ou de opinião, é necessário uniformizar os dados, devido às escalas diferentes para águas poluídas e não poluídas e isto é possível através de funções matemáticas distintas. A determinação de subíndices pode ser feita do ponto de vista matemático, através de equações lineares e não lineares e método de normalização, além do método de pesquisa de opinião. 4.2.ÍNDICES DE QUALIDADE DE ÁGUA PARA USOS GERAIS AMBIENTES LÊNTICOS LAGOS E RESERVATÓRIOS Um dos principais processos causadores da degradação da qualidade das águas em ambientes lênticos tem sido a eutrofização (VIEIRA et al., 1998), que consiste no enriquecimento das águas por substâncias fertilizantes que propiciam o crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto aderidas (TOLEDO et al., 1984; VON SPERLING, 1995; HARREMOES, 1998). 12

13 O nitrogênio, o fósforo e a sílica são apontados como principais nutrientes responsáveis pelo processo, no entanto outros fatores externos como a luz e a temperatura da água também atuam como controladores do fenômeno da eutrofização (TOLEDO et al., 1984; TUNDISI et al., 1988; WETZEL, 1993; ESTEVES & BARBOSA, 1986). Os condicionantes do processo de eutrofização são: os lançamentos de efluentes domésticos e industriais ricos em nutrientes, decorrentes do processo desordenado de urbanização das grandes cidades e a inadequada cobertura de coleta e tratamento desses efluentes; características edáficas das regiões onde se encontram os mananciais, por muitas vezes em solos ricos em micro e macro nutrientes e o uso indiscriminado de fertilizantes ou de defensivos agrícolas, que terminam sendo carreados para o corpo d água (OENEMA & ROESTl, 1998). Alguns efeitos indesejáveis podem ser provocados pelo processo de eutrofização, como: O aparecimento de florações de algas nas águas, crescimento da vegetação e maus odores (ESTEVES & BARBOSA, 1986; GOODWIN, 1996); Elevação da produção primária (acréscimo na disponibilidade de nutrientes, leva a um crescimento excessivo do fitoplâncton. Essa explosão da produtividade primária é acompanhada por um decréscimo na diversidade de espécies e um domínio de algas azuis indesejáveis- cianobactérias); diminuição do oxigênio dissolvido, com predominância das condições anaeróbias, morte de peixes, toxicidade aumentada devido à amônia; o ferro e manganês, encontram-se na forma solúvel prejudicando o abastecimento de água. O fósforo, também se encontra solúvel (FOY, 1992 ; TUNDISI et al., 1988); desaparecimento do lago devido ao acúmulo de material e vegetação no fundo (ARAÚJO, 1996); 13

14 Aparecimento de microalgas e cianobactérias com crescimento na superfície da água, liberando toxinas mortais aos seres humanos (ESTEVES & BARBOSA, 1986; RECKNAGEL et al., 1998). De uma forma geral, classifica-se os estados tróficos da água como: oligotrófico (lagos claros e baixa produtividade); mesotróficos (lagos com produtividade intermediária); eutrófico (lagos com elevada produtividade comparada ao nível natural básico). Entende-se por produtividade de um corpo d' água, a sua capacidade de propiciar o desenvolvimento da vida (TOLEDO et al., 1984). Na prática a caracterização do estado trófico é quantificada através de variáveis que se relacionam diretamente com o processo de eutrofização, em geral, clorofila "a", transparência das águas e as concentrações de nutrientes e oxigênio dissolvido (TOLEDO et al.,1984; HAYDÉE, 1997). Na tabela 02 encontra-se uma classificação do estado trófico baseada numa adaptação de VOLLENWEIDER & KEREKES (1981). Tabela 02 - Relação entre níveis tróficos e as características dos lagos. Estado trófico Materia Orgánica mg/m 3 Fósforo total mg/m 3 Clorofila mg/m 3 Profundidade de Secchi m Oligotrófico Baixo 8,0 4,2 9,9 Mesotrófico Médio 26,7 16,1 4,2 Eutrófico Alto 84,4 42,6 2,45 Hipertrófico Muito Alto ,4-0,5 A eutrofização surge gradativamente podendo ser acelerada por ações antrópicas, o que leva à quebra do equilíbrio natural das cadeias tróficas causando alterações nos ciclos químicos dos ecossistemas lacustres, tal como a alteração do oxigênio na água, devido à espessa camada de algas que pode se formar na superfície desta (TOLEDO et al.,1984 ; TUNDISI et al.,1988). 14

15 Nos últimos anos, tem sido observado um agravamento do problema da eutrofização. Segundo VOLLENWEIDER & KEREKES (1981), 75% dos 800 lagos norteamericanos pesquisados, encontravam-se afetados pelo processo. Os açudes do Semi-Árido Brasileiro, cujo número tem aumentado permanentemente, são limnologicamente vulneráveis a eutrofização, apresentando grandes variações do nível por causa da seca (DATSENKO et al., 2000). Em lagos e reservatórios, o monitoramento do teor de clorofila é particularmente importante uma vez que o nível de clorofila algal é um indicador de condições tróficas e um indicador indireto de fertilizantes, pesticidas e herbicidas (GOODIN et al., 1993). CEBALLOS et al. (1998), avaliando a tipologia de 03 açudes na Paraíba, definiram a qualidade utilizando 7 parâmetros físico-químicos, sanitários e biológicos (ph, turbidez, oxigênio dissolvido, DBO 5, nitrato, ortofosfato, e coliforme fecal). A utilização de análise de componentes principais mostrou-se importante na escolha do conjunto de parâmetros, definindo as correlações entre as variáveis estudadas a fim de avaliar o nível trófico de águas superficiais em regiões tropicais semi-áridas. A partir dos anos sessenta os limnólogos, ao estudar essa questão nos lagos, principalmente de zona temperada, criaram critérios indicadores de eutrofização (CARLSON, 1977; WALKER Jr.,1979). São critérios genéricos que precisam ser analisados à vista das condições concretas de cada reservatório: concentração de clorofila "a" (ou biomassa de fitoplancton), concentração de nutrientes (principalmente fósforo), profundidade do disco Secchi e diminuição gradativa da concentração de oxigênio dissolvido no hipolímnio MODELO DO ESTADO TRÓFICO DE CARLSON MODIFICADO POR TOLEDO CARLSON (1977) definiu um índice do estado trófico, usando uma transformação linear da transparência pelo disco de Secchi, que avalia a concentração de biomassa. Pela sua simplicidade e objetividade, esse índice é um dos mais utilizados para a classificação de lagos. Além da transparência, o índice pode ser expresso em 15

16 função das concentrações de fósforo e clorofila a, medidas em amostras coletadas próximo à superfície da água. Os modelos utilizados eram baseados em dados obtidos em lagoas de clima temperado. As diferenças existentes entre estas regiões e países como o Brasil, de clima predominantemente tropical, podem alterar significativamente as respostas dos organismos aquáticos aos fatores que influem em suas atividades vitais. TOLEDO et al. (1984) propuseram uma modificação nas expressões do Índice do Estado Trófico (IET) de CARLSON (1977), incluindo ainda uma expressão para o ortosfosfato solúvel. As equações obtidas de 1 a 4 exprimem o Índice do Estado Trófico de Carlson modificado (IET M ). 0,64+ lntra IET (Tra) = 10*[ 6 ( )] (equação 1) M ln2 80,32 ln( ) IET PT M (PT) =10*[ 6 ] (equação 2) ln2 21,67 ln( ) IET ( ) 10*[6 OF M OF = ] (equação 3) ln 2 2,04 0,695 ln Cl" a" IET M ( Cl" a") = 10*[6 ( )] (equação 4) ln 2 onde: PT = fósforo total; OF = ortofosfato solúvel; Cl"a" = clorofila "a"; TRA = transparência. O IET de Carlson pode ser considerado como restritivo e conservador. A versão modificada deste índice tem se mostrada mais adequada para a determinação do estado trófico em lagos de clima tropical, segundo TUNDISI et al. (1985), CALIJURI (1988) e CEBALLOS (1995). 16

17 CURVA PROBABILÍSTICA DE ESTADO TRÓFICO Os modelos matemáticos têm sido usados como instrumentos de gerenciamento na avaliação do processo de eutrofização de lagos e represas. Utilizando-se o gráfico de distribuição de probabilidade de níveis tróficos, adaptado por SALAS & MARTINO (1991) para lagos tropicais de águas quentes, podese estimar o estado trófico. Esta metodologia foi usada na Lagoa Jacuném, no Espírito Santo (Figura 01) chegando-se à conclusão que a mesma está fortemente eutrofizada, no limite entre a eutrofia e a hipertrofia. Figura 01: Distribuição probabilística de estado trófico baseada em fósforo total. Fonte : VOLLENWEIDER & KEREKES (1981). 17

18 Neste estudo, foram testados 5 (cinco) modelos simplificados para controle do processo de eutrofização na lagoa Jacuném em quatro campanhas de amostragens avaliando o teor de fósforo (Tabela 03 e equações de 5 a 9). Tabela 03. Modelos Matemáticos para determinação da Curva de Probabilidade do Estado Trófico. Equações Matemáticas Para Curva De Probabilidade Do Estado Trófico P λ P P P = Z / T L( P) ( ) w T w (SALAS & MARTINO, 1991) (equação 5) 0, L( ) 0,, λ = 0, 290 p Τw / Z (SALAS & MARTINO, 1991)) (equação 6) ( ) L P = Z 3 4 Tw 3 λ (SALAS & MARTINO, 1991) (equação 7) r q s L c ( 1 + t ) = (VOLLENWEIDER, 1976) L P = τ Z + τ Fonte:SILVA & MENDONÇA (2000). (WALKER, 1977) (equação 8) (equação 9) onde: P λ = P = concentração de fósforo total no reservatório (mg/l); P r = concentração de fósforo total no reservatório (mg P/m 3 ); L(P) = L = taxa de carga de fósforo total superficial (g m -2.ano -1 ); L c = taxa de carga de fósforo total superficial (mg P/m 2. ano); T w = τ = t = tempo de detenção (ano); q s = taxa de aplicação hidráulica = z/t (m/ano). Os erros estão apresentados na tabela 04; Z = profundidade média. A tabela 04 mostra os erros avaliados na comparação de valores de fósforo total estimados das equações 5 a 9. 18

19 Tabela 04: Erros percentuais das concentrações de fósforo total estimadas. Campanhas Equação (5) E (%) Equação (6) E (%) Equação (7) E(%) Equação (8) E (%) Equação (9) E (%) 1-31,6-36,8-31,6-15,8-15, ,0-10,0 30,0 30,0 3 11,8-5,9 0 41,2 52,9 4-5,9-17,6-11,8 23,5 23,5 Média 12,3 17,6 13,4 27,6 30,6 Fonte:SILVA & MENDONÇA (2000). Os modelos de SALAS & MARTINO (1991), descritos pelas equações (5), (6) e (7), apresentaram melhores resultados médios possivelmente devido à taxa de perda global de fósforo total (Ks), implícita nas equações citadas, obtida por análise de regressão para lagos e reservatórios na América Latina e Caribe. Os modelos de VOLLENWEIDER (1976) e WALKER (1977) utilizados foram os que apresentaram maiores erros médios. Isto reafirma a necessidade de adaptação dos modelos oriundos de lagos temperados ao serem aplicados em lagos de clima tropical. Por ter apresentado menor erro médio, na forma de balanço de massa (equação 5), o modelo de Salas e Martino foi usado na estimativa da carga máxima admissível para que a concentração de fósforo resultante na lagoa esteja dentro de um valor inferior ao de eutrofia. Pode-se estimar a concentração natural de fósforo total na lagoa, sem a influência antropogênica, fazendo uso do índice morfoedáfico (MEI). O uso da relação fósforo-mei permite uma simples estimativa quantitativa da percentagem de carga de fósforo afluente ao lago que pode ser controlada, tal que restaure o seu nível trófico natural (SILVA & MENDONÇA,2000). 19

20 O MEI é a razão entre os sólidos dissolvidos totais e a profundidade média de um lago, e tem sido calculado também pelos valores de alcalinidade e condutividade. Por exemplo, usando-se o parâmetro condutividade, tem-se a seguinte expressão: MEI cond = condutividade (µs) / profundidade média (equação 10) Segundo SILVA & MENDONÇA (2000), Vighi e Chiaudani, analisando lagos localizados no hemisfério norte, estabeleceram equaçãos de regressão envolvendo concentrações médias de fósforo total e índices morfoedáficos (MEI), na seguinte forma: [ P] LogMEICOND Log. Onde: = (equação11) r = 0,71 (coeficiente de correlação) onde a concentração média de fósforo total dentro do lago, P, é dada em µg l MODELO SIMPLIFICADO DO ESTADO TRÓFICO No estado de Pernambuco, na unidade de Planejamento GL-2, município de Jaboatão, a barragem Duas Unas, devido ao fato de estar localizada em uma área onde existem plantações, principalmente de cana de açúcar vem sofrendo aporte de nutrientes. Os resultados dos estudos realizados por SANTOS & FLORÊNCIO (2001) para esta área apontaram para níveis tróficos na barragem Duas Unas variando de oligotrófico a mesotrófico. No desenvolvimento de seu trabalho, as pesquisadoras aplicaram o modelo simplificado de estado trófico para o fósforo, desenvolvido em 1991 por SALAS & MARTINO. Os autores calcularam o Tempo de Detenção Hidráulica T w através da equação 12. V acumulado T w = (equação 12) Q captada onde, T w = tempo de detenção hidráulica (ano); V acumulado = volume de água acumulado na barragem (m 3 ); Q captada = vazão captada da barragem pela COMPESA (m 3 /ano). 20

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