AVALIAÇÃO DO IMPACTO DA IMPLANTAÇÃO DO SISTEMA DE ESGOTAMENTO SANITÁRIO NA QUALIDADE DA ÁGUA DA BACIA DO RIO PIRAQUARA NO MUNICÍPIO DO RIO DE JANEIRO

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1 AVALIAÇÃO DO IMPACTO DA IMPLANTAÇÃO DO SISTEMA DE ESGOTAMENTO SANITÁRIO NA QUALIDADE DA ÁGUA DA BACIA DO RIO PIRAQUARA NO MUNICÍPIO DO RIO DE JANEIRO Jana Lodi Martins Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa de Pós Graduação em Engenharia Civil, COPPE, da Universidade Federal do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos necessários à obtenção do título de Mestre em Engenharia Civil. Orientador: José Paulo Soares de Azevedo Rio de Janeiro Março de 2015

2 AVALIAÇÃO DO IMPACTO DA IMPLANTAÇÃO DO SISTEMA DE ESGOTAMENTO SANITÁRIO NA QUALIDADE DA ÁGUA DA BACIA DO RIO PIRAQUARA NO MUNICÍPIO DO RIO DE JANEIRO Jana Lodi Martins DISSERTAÇÃO SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DO INSTITUTO ALBERTO LUIZ COIMBRA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA DE ENGENHARIA (COPPE) DA UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE EM CIÊNCIAS EM ENGENHARIA CIVIL. Examinada por: Prof. José Paulo Soares de Azevedo, Ph.D. Prof. Iene Christie Figueiredo, D.Sc. Prof. Marcos Von Sperling, Ph.D. Prof. Otto Correa Rotunno Filho, Ph.D. RIO DE JANEIRO, RJ BRASIL MARÇO DE 2015

3 Martins, Jana Lodi Avaliação do Impacto da Implantação do Sistema de Esgotamento Sanitário na Qualidade da Água da Bacia do Rio Piraquara no Município do Rio de Janeiro/ Jana Lodi Martins Rio de Janeiro: UFRJ/COPPE, XVI, 128 p.: il.; 29,7 cm. Orientador: José Paulo Soares de Azevedo Dissertação (mestrado) UFRJ/ COPPE/ Programa de Engenharia Civil, Referências Bibliográficas: p Bacia do rio Piraquara/RJ. 2. Qualidade de água poluição. 3. Modelagem computacional de qualidade de água em rios. 4. OD. 5. DBO. 6. Coliformes Termotolerantes. 7. Nitrogênio. 8. Fósforo. I. Azevedo, José Paulo Soares de. II. Universidade Federal do Rio de Janeiro, COPPE, Programa de Engenharia Civil. III. Título. iii

4 AGRADECIMENTOS Ao orientador José Paulo, pela confiança em mim depositada e por toda a dedicação e suporte acadêmico dados ao longo da elaboração deste trabalho. À orientadora Iene Figueiredo, pela experiência, pela calma e pela amizade durante todo esse período. À Fernanda Thomaz, pela experiência em modelagem e pelo carinho, seus conhecimentos foram fundamentais na elaboração deste trabalho. Ao Jonio Souza e ao Marco Pessoa, pela amizade e apoio imensuráveis na realização deste mestrado. À Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), minha primeira experiência profissional, que me apresentou o universo do saneamento. À Foz Águas 5, minha empresa, pelo suporte técnico e financeiro que permitiu a realização deste projeto e pelo bonito trabalho que fazemos, por meio do saneamento básico, visando à melhoria do meio ambiente e da qualidade de vida de pessoas que tanto precisam. Aos meus gerentes Euvaldo Ramos, Cláudio Guilherme e Gabriel Roberti, pelo carinho e apoio na conclusão deste mestrado. Aos meus amigos do trabalho que são muito mais que colegas, especialmente à Marcela, Betânia, Dani, Feliphe, Demétrio e André. A COPPE, pela infraestrutura fornecida e aos meus professores no Mestrado em Engenharia Civil, pelos conhecimentos que me foram passados. Aos meus amigos, de muito perto ou de muito longe, que estão e estarão sempre comigo. Às minhas grandes famílias Lodi e Martins, minha base, minha alegria. Por fim, mas antes de tudo, ao meu irmão João, por ser parte de mim, e aos meus pais Dulce e Sergio, por me apoiarem em cada passo deste mestrado e nos passos dados em toda minha vida. iv

5 Resumo da Dissertação apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessários para a obtenção do grau de Mestre em Ciências (M.Sc.) AVALIAÇÃO DO IMPACTO DA IMPLANTAÇÃO DO SISTEMA DE ESGOTAMENTO SANITÁRIO NA QUALIDADE DA ÁGUA DA BACIA DO RIO PIRAQUARA NO MUNICÍPIO DO RIO DE JANEIRO Jana Lodi Martins Março/2015 Orientador: José Paulo Soares de Azevedo Programa: Engenharia Civil Este trabalho objetiva avaliar e diagnosticar as condições atuais e futuras da qualidade da água da bacia do rio Piraquara/RJ, onde se verifica um processo contínuo de poluição das águas, sobretudo por lançamento de efluentes domésticos. Foi concebido e executado um plano de monitoramento da qualidade da água da bacia hidrográfica, e, a partir dos dados levantados, aplicou-se o modelo QUAL-UFMG em um trecho do rio Piraquara para os parâmetros OD, DBO, coliformes, nitrogênio e fósforo. Simularam-se dois cenários de ampliação do sistema de coleta de esgoto, para os anos de 2016 e 2030 (75 e 90% de coleta, respectivamente). Os resultados indicaram que a maior parte do curso d'água simulado encontra-se fora dos padrões ambientais preconizados pela CONAMA 357/05, principalmente para coliformes termotolerantes. Com isso, entende-se que as relações de causa e efeito entre os agentes poluidores e a concentração dos parâmetros não dependem apenas do controle de lançamento de esgotos domésticos. Assim, constatou-se a necessidade de serem implementadas outras ações, além do esgotamento sanitário adequado, que contribuam com a melhoria da qualidade da água, por meio de uma estrutura de governança adequada. Com isso, as informações reunidas neste estudo podem subsidiar a elaboração de medidas com vistas à adequação da qualidade da água do rio Piraquara aos seus usos preponderantes. v

6 Abstract of Dissertation presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the requirements for the degree of Master of Science (M.Sc.) ANALYSIS AND MATHEMATICAL MODELING OF THE WATER QUALITY IN STRECH OF THE RIVER PIRAQUARA/RJ Jana Lodi Martins March/2015 Advisor: José Paulo Soares de Azevedo Department: Civil Engineering This study aims to diagnose and assess current and future conditions of the water quality of the Piraquara/RJ river watershed, where it has been verified the existence of a continuous process of water pollution, mainly by domestic sewage release. From the survey and analysis of available data and information, it was implemented along the river Piraquara a one-dimensional mathematical model under stationary conditions, for the parameters DO, BOD, coliform, nitrogen and phosphorus. The results indicated that most of the segment is outside the recommended environmental standards for the water quality goals under drought flow conditions, especially for fecal coliform. The cause and effect relationships between pollutants and parameters concentration were investigated from the simulation of scenarios showing that the most effective strategy for environmental improvement should include control of releases in the context of the entire watershed. Finally, the information gathered in this study can support the development of a set of measures aiming at the adequacy of the water quality of the river Piraquara and its predominant uses. vi

7 Sumário 1 INTRODUÇÃO OBJETIVOS REVISÃO BIBLIOGRÁFICA QUALIDADE DE ÁGUA Histórico da Legislação Parâmetros de Qualidade de Água Índices de Qualidade de Água Monitoramento da Qualidade de Água REVISÃO DE MODELAGEM DE QUALIDADE DE ÁGUA Classificação de Modelos O Processo de Modelagem Principais Modelos Computacionais de Qualidade de Água Modelo de Qualidade de Água - QUAL2E Modelo de Qualidade de Água - QUAL-UFMG CARACTERIZAÇÃO GERAL DA BACIA DO RIO PIRAQUARA LOCALIZAÇÃO HIDROGRAFIA USO DO SOLO TIPO DE SOLO GEOLOGIA GEOMORFOLOGIA POLUIÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO vii

8 4.8 ENQUADRAMENTO DA BACIA DO RIO PIRAQUARA ESGOTAMENTO SANITÁRIO NA BACIA DO RIO PIRAQUARA METODOLOGIA PLANO DE MONITORAMENTO Pontos de amostragem Parâmetros de monitoramento Medição de Vazão e Características Hidráulicas Cálculo do IQA MODELAGEM DE QUALIDADE DE ÁGUA DO RIO PIRAQUARA Trecho Modelado Vazão Distribuída de Esgoto Concentrações Características dos Esgotos Vazão Distribuída Incremental Concentrações Características das Vazões Incrementais Características Hidráulicas Validação Simulação da qualidade da água RESULTADOS E DISCUSSÃO RESULTADOS DO PLANO DE MONITORAMENTO Parâmetros físicos, químicos e biológicos Características hidráulicas Avaliação da Condição dos Recursos Hídricos viii

9 6.2 MODELAGEM Calibração Validação Simulações CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS APÊNDICE A: Resultado das amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados APÊNDICE B: Resultado do cálculo do IQA NSF para as amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados ix

10 Relação de Figuras Figura 1 - Classes de enquadramento e respectivos usos e qualidade da água. (Fonte: ANA, 2009b)... 6 Figura 2 - Classes de enquadramento das águas doces e usos respectivos. (Fonte: ANA, 2009b)... 7 Figura 3 - Curvas médias de variação de qualidade da água do IQA NSF (Adaptado de NSF, 2007) Figura 4 - Curvas médias de variação de qualidade da água utilizadas no IQA CETESB. (Fonte: CETESB, 2013) Figura 5 - Diagrama do processo de modelagem hidrodinâmica ambiental (Fonte: ROSMAN, 2010) Figura 6 - Representação esquemática da subdivisão de um trecho de um rio (Fonte: Bäumle, 2005 apud Reis, 2009) Figura 7- Planilha QUAL-UFMG "FórmulasCoefic" Figura 8 - Planilha QUAL-UFMG "DiagramaUnifilar" Figura 9 - Planilha QUAL-UFMG "RioPrincipal" Figura 10 - Planilha QUAL-UFMG "Tributário" Figura 11 - Representação das inter-relações dos constituintes modelados (Adaptado de Von Sperling, 2007) Figura 12 - Localização da bacia do rio Acari no município do Rio de Janeiro. (Autoria própria) Figura 13 - Localização da bacia do rio Piraquara na bacia do rio Acari. (Autoria própria) Figura 14 - Mapa de sub-bacias pertencentes à bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) x

11 Figura 15 - Perfil longitudinal do rio Piraquara (Autoria própria) Figura 16 - Mapa de uso do solo da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 17 - Classes de uso de solo na bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 18 - Mapa de tipos de Solo da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 19 - Classes de Tipos de Solo da bacia do Rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 20 - Mapa geológico da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 21 - Classes geológicas da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 22 - Mapa geomorfológico da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 23 - Classes geomorfológicas da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 24 - Proposta de enquadramento do Plano Diretor de Recursos Hídricos da RHBG. (Autoria própria) Figura 25 - Mapa de redes de esgoto existentes na bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 26 - Mapa de redes de esgoto projetadas para a bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 27 - Mapa de monitoramento da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 28 - Ponto de monitoramento 1 (P1), no rio Piraquara (Autoria própria) Figura 29 - Ponto de Monitoramento 2 (P2), no rio Piraquara (Autoria própria) Figura 30 - Ponto de Monitoramento 3 (P3), no canal Serra do Mar (Autoria própria). 69 Figura 31 - Ponto de Monitoramento 4 (P4), no rio Piraquara (Autoria própria) Figura 32 - Ponto de Monitoramento 5 (P5), no rio Caranguejo (Autoria própria) Figura 33 - Ponto de Monitoramento 6 (P6), no rio Piraquara (Autoria própria) xi

12 Figura 34 - Dados comparativos da série histórica de precipitação da estação hidrológica Guadalupe (Adaptado de INEA, 2015) Figura 35 - Trecho de modelagem do rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 36 - Diagrama unifilar do trecho modelado do rio Piraquara (Autoria própria). 77 Figura 37 - Mapa de sub-bacias pertencentes à sub-bacia do Rio Piraquara. (Autoria própria) Figura 38 - Trechos do rio Piraquara modelados para a vazão incremental. (Autoria própria) Figura 39 - Concentração da DBO nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados Figura 40 - Concentração da Turbidez nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados Figura 41 - Concentração do Fósforo Total nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados Figura 42 - Concentração do Nitrogênio Amoniacal nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados Figura 43 - Aplicação do IQA NSF na bacia do rio Piraquara (Autoria própria) Figura 44 - Gráfico representativo da calibração do oxigênio dissolvido para o rio Piraquara Figura 45 - Gráfico representativo da calibração da DBO para o rio Piraquara Figura 46 - Gráfico representativo da calibração de Coliformes Termotolerantes para o rio Piraquara Figura 47 - Gráfico representativo da calibração de Fósforo Orgânico e Inorgânico para o rio Piraquara xii

13 Figura 48 - Gráfico representativo da calibração de Nitrito, Nitrato, Nitrogênio Orgânico e Nitrogênio Amoniacal para o rio Piraquara Figura 49 - Gráfico representativo da validação de OD para o rio Piraquara Figura 50 - Gráfico representativo da validação de DBO5 para o rio Piraquara Figura 51 - Gráfico representativo da validação de Coliformes Termotolerantes para o rio Piraquara Figura 52 - Gráfico representativo da comparação entre os Cenários de 2014, 2016 e 2030 para a modelagem de Oxigênio Dissolvido Figura 53 - Gráfico representativo da comparação entre os Cenários de 2014, 2016 e 2030 para a modelagem de DBO Figura 54 - Gráfico representativo da comparação entre os Cenários de 2014, 2016 e 2030 para a modelagem de Coliformes Termotolerantes Figura 55 - Resultados do modelo para porcentagem do trecho do rio Piraquara fora da Classe 2 do CONAMA no cenário atual e nos cenários de coleta de 75% e 90% dos esgotos sanitários Figura 56 - Resultados do modelo para porcentagem do trecho do rio Piraquara fora da Classe 3 do CONAMA no cenário atual e nos cenários de coleta de 75% e 90% dos esgotos sanitários xiii

14 Relação de Tabelas Tabela 1 - Localização dos pontos de monitoramento na bacia do rio Piraquara (Autoria própria) Tabela 2 Critérios adotados na determinação da vazão distribuída de esgoto por segmento Tabela 3 - Critérios adotados para determinação da vazão incremental por segmento.. 83 Tabela 4 Área, Q 95% e Descarga específica (D) das estações utilizadas (Adaptado de COPPE, 2014) Tabela 5 - Medianas dos parâmetros de qualidade de água monitorados Tabela 6 - Características hidráulicas Tabela 7 - Perfil observado dos parâmetros - valores da mediana Tabela 8 - Perfil observado dos parâmetros - valores mínimos Tabela 9 - Perfil observado dos parâmetros - valores máximos xiv

15 Relação de Quadros Quadro 1 - Variáveis de qualidade de água do IQA NSF e respectivos pesos e unidades. (Adaptado de NSF, 2007) Quadro 2 - Classificação dos valores do IQA NSF em faixas de qualidade. (Adaptado de NSF, 2007) Quadro 3 - Variáveis de qualidade de água do IQA NSF e IQA CETESB e respectivos pesos e unidades de medida. (Adaptado de CETESB, 2013) Quadro 4 - Classificação dos valores do IQA CETESB em faixas de qualidade. (Adaptado de CETESB, 2013) Quadro 5 - Variáveis de qualidade de água do IQA FAL. (Adaptado de Coimbra, 2011) 21 Quadro 6 - Classificação dos valores do IQA FAL em faixas de qualidade. (Adaptado de PESSOA, 2010) Quadro 7 - Classificação do Estado Trófico para rios, utilizada pelo IET. (Adaptado de CETESB, 2013) Quadro 8 - Valores típicos dos coeficientes de remoção de DBO (K 1 e K d base a 20ºC) Quadro 9 - Valores típicos de Ks Quadro 10 - Valores usuais dos coeficientes do modelo de nitrogênio em rios. (Adaptado de Von Sperling, 2007) Quadro 11 - Valores de K 2 (d -1 ) segundo modelos baseados em dados hidráulicos do curso d água. (Adaptado de Von Sperling, 2007) Quadro 12 - Parâmetros de monitoramento (Autoria própria) Quadro 13 - Frascos de coleta, volume mínimo necessário preservação e prazo para análise (continua) (Fonte: CETESB, 2012) Quadro 14 - Métodos de análises dos parâmetros (Fonte: SMEWW, 2012) xv

16 Quadro 15 - Fatores de correção da velocidade em função das características dos canais (Fonte: Moreira, 2001) Quadro 16 - Taxa de crescimento populacional por bairro (Adaptado de Engecorps, 2010) Quadro 17 - Características físico-químicas dos esgotos sanitários. (Adaptado de Von Sperling, 2005) Quadro 18 - Descrição e localização dos trechos para definição da vazão incremental 82 Quadro 19 - Limites das concentrações dos parâmetros utilizados nas Classe 2 (Fonte: CONAMA, 2005) Quadro 20 - Limites das concentrações dos parâmetros utilizados Quadro 21 - Cobertura mínima do serviço de coleta de esgoto (Adaptado de CONEN, 2010) Quadro 22 - Condições de contorno utilizadas na calibração Quadro 23 - Coeficientes adotados no modelo (Adaptado de Von Sperling, 2007) xvi

17 1 INTRODUÇÃO O conhecimento sobre a qualidade das águas brasileiras é essencial para que seja feita sua correta gestão e para que o uso múltiplo das águas, preconizado pela Política Nacional de Recursos Hídricos, seja alcançado. A existência de água em condições adequadas é requisito primordial para a manutenção dos ecossistemas aquáticos e para várias atividades humanas, tais como o abastecimento doméstico, a irrigação, o uso industrial, a dessedentação de animais, a aquicultura, a pesca e o turismo. (ANA, 2012) Sobretudo nos países em desenvolvimento, onde há carência de recursos, grande parte dos municípios não possui um sistema adequado de saneamento básico, e significativa parcela dos esgotos é lançada in natura nos corpos hídricos. De acordo com o Diagnóstico dos Serviços de Água e Esgotos produzido pelo Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento, o índice médio de atendimento por redes de esgotos é de 56% nas áreas urbanas das cidades brasileiras. Com relação ao tratamento dos esgotos, observa-se que o índice médio do país chega a somente 39% para a estimativa dos esgotos gerados e 69% para os esgotos que são coletados. (BRASIL, 2014) A Região Hidrográfica Atlântico Sudeste, constituída pelas bacias hidrográficas dos rios que deságuam nesta porção do litoral brasileiro, abrange uma parte do território nacional de grande expressão, devido ao elevado contingente populacional, à diversidade econômica e industrial e à sua importância para o turismo. No entanto, esta região apresenta graves problemas de qualidade da água em função da significativa carga de esgotos domésticos, resíduos sólidos e poluição difusa, gerados nos maiores centros urbanos da região. (ANA, 2012) Dos mais de 12 milhões de habitantes da Região Metropolitana do Rio de Janeiro, o que representa 46% do total da região hidrográfica, apenas 49% são atendidos por rede de coleta de esgotos e 39% têm seus esgotos tratados (ANA, 2009). Há poucas décadas, o crescimento e desenvolvimento econômico e populacional do Rio de Janeiro acontecia na costa litorânea da cidade. No entanto, esta realidade está se modificando. A zona oeste do Rio de Janeiro, região com largo histórico de falta de investimentos, sejam eles em saneamento básico, transporte, educação e segurança, vem recebendo nos últimos anos elevado crescimento industrial e populacional. Na última década, os bairros da zona oeste cresceram 150% (IBGE, 2010). Além desta região 1

18 representar geograficamente 49% do município do Rio de Janeiro, esta zona possui ocupação menor que as demais, o que possibilita sua expansão urbana. Ademais, outro motivo evidente para o crescimento da zona oeste é a realização das Olimpíadas de 2016 na Cidade do Rio de Janeiro, tornando a região um dos principais focos de desenvolvimento de obras de infraestrutura de transportes e de instalações esportivas para os jogos olímpicos, o que faz crescer a pressão sobre a qualidade das águas de seus sistemas hídricos, com destaque para os rios que deságuam na baía de Guanabara. Dado este cenário e com o objetivo de promover a melhoria das condições sanitárias da zona oeste, a operação do sistema de esgotamento sanitário de 23 bairros desta região foi concedida para a iniciativa privada. Considerando os planos de meta da concessão e do Plano Municipal de Saneamento da cidade do Rio de Janeiro, prevê-se a implantação de redes de esgoto e estações de tratamento em toda a área. Destaca-se ainda que, a despeito da larga importância da zona oeste e como reflexo dos seus dados atuais de saneamento, seus mananciais encontram-se altamente impactados, e o histórico de dados de monitoramento é demasiadamente restrito ou inexistente, bem como os estudos específicos e detalhados a respeito da qualidade da água dos rios, a capacidade de depuração e o real impacto causado pela falta de saneamento básico adequado. Neste contexto, esta dissertação remonta ao estudo da bacia do rio Piraquara, localizado na zona oeste do Rio de Janeiro, e visa diagnosticar a qualidade atual do seu corpo hídrico e analisar o impacto de intervenções na bacia na melhoria da qualidade de seus rios. Este conhecimento é de fundamental importância para subsidiar políticas, estudos de concepção de sistemas de coleta e tratamento de esgotos, processos de licenciamento ambiental e o planejamento do uso de recursos hídricos da bacia. Esta dissertação está dividida em sete capítulos, sendo o capítulo 1 a introdução e o capítulo 2 os objetivos. No capítulo 3, é feita a revisão bibliográfica, que apresenta os principais temas relativos à qualidade das águas e modelagem. O capítulo 4 apresenta a caracterização da bacia do rio Piraquara e o Capítulo 5 apresenta a metodologia do estudo. No capítulo 6, são apresentados os resultados e discussões do trabalho, enquanto no capítulo 7 são feitas as conclusões e recomendações desta dissertação. 2

19 2 OBJETIVOS Esta dissertação tem como objetivo geral avaliar o impacto da implantação de um sistema de esgotamento sanitário sobre os corpos hídricos, aplicado na bacia do rio Piraquara, no município do Rio de Janeiro. Os objetivos específicos deste trabalho são: Diagnosticar a situação atual dos corpos hídricos da área de abrangência, por meio da implementação de um plano de monitoramento dos corpos hídricos da área; Simular a condição futura dos corpos hídricos a partir de metas estabelecidas pelo Plano Municipal de Saneamento do Rio de Janeiro. 3

20 3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 3.1 QUALIDADE DE ÁGUA Histórico da Legislação Em 8 de janeiro 1997, foi instituída a Política Nacional de Recursos Hídricos (PNRH), por meio da Lei nº 9433, com a finalidade de atender ao princípio constitucional da criação e implementação do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos (SINGREH). A PNRH se baseia em alguns princípios gerais como: A água é um bem de domínio público, sendo um recurso natural limitado e dotado de valor econômico; Em situações de escassez, o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo humano e a dessedentação de animais; A gestão dos recursos hídricos deve sempre proporcionar o uso múltiplo das águas; e A bacia hidrográfica é a unidade territorial para implementação dos instrumentos da PNRH (BRASIL, 1997). A gestão sistemática dos recursos hídricos, sem dissociação dos aspectos relativos à quantidade e qualidade de água, além da articulação do planejamento de recursos hídricos com os setores usuários são algumas das diretrizes gerais de ação da PNRH. São indicados também alguns instrumentos a serem empregados para o alcance dos objetivos da PNRH, como: Os planos de recursos hídricos; O enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos preponderantes da água; A outorga dos direitos de uso de recursos hídricos; A cobrança pelo uso de recursos hídricos; O sistema de informações sobre recursos hídricos (BRASIL, 1997). Sob o ponto de vista da gestão de recursos hídricos, para se alcançar a disponibilidade de água (levando em conta os aspectos qualitativo e quantitativo) para a atual e para as gerações futuras é necessário o estabelecimento de padrões de qualidade de água 4

21 adequados aos respectivos usos dos corpos hídricos, visando à utilização racional e integrada. Com a finalidade de se determinar a qualidade das águas dos corpos hídricos, é necessário enquadrá-los em classes, considerando seus usos preponderantes e estabelecendo critérios. 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 às necessidades da comunidade. As classes de água correspondem a uma determinada qualidade que deve ser mantida, expressa sob a forma de padrões de qualidade como, por exemplo, concentração de poluentes, concentrações de parâmetros de qualidade e limites máximos permissíveis (MIZUTORI, 2009). A Resolução CONAMA 357/2005, que revogou a Resolução CONAMA 20/1986, dispõe sobre a classificação dos corpos d água e diretrizes ambientais para o enquadramento. Estabelece, ainda, as condições e padrões de lançamento de efluentes, que foram alteradas e complementadas posteriormente com a Resolução CONAMA 430/2011. Os padrões de qualidade das águas determinados pela Resolução CONAMA 357, em vigência a partir do dia 17 de março de 2005, estabelecem limites individuais para cada parâmetro em cada uma de suas classes de enquadramento. Esta resolução estabeleceu ainda treze classes para o território brasileiro, sendo cinco para águas doces (salinidade igual ou inferior a 0,5 ), quatro para água salobras (salinidade superior a 0,5 ) e quatro para águas salinas (salinidade igual ou superior a 30 ). (CONAMA, 2005) O modelo de enquadramento dos corpos hídricos por classes de qualidade faz com que os padrões estabelecidos para cada classe sejam formados pelos padrões mais restritivos dentre todos os usos contemplados naquela classe. Entretanto, a sistematização das classes de qualidade no caso de águas doces, observando o uso a que se destinam, tem em vista que as águas de melhor qualidade podem ser aproveitadas em usos menos exigentes, desde que não prejudique a qualidade da água (MIZUTORI, 2009). As águas doces foram classificadas em Classe Especial e Classes 1, 2, 3 e 4. As outras classes relacionadas às águas salobras e salinas não são abordadas nesse trabalho, uma vez que não constam como objeto deste estudo. A Figura 1 ilustra o conceito disposto 5

22 acima que relaciona a qualidade de água e seus usos preponderantes com as classes de enquadramento. Figura 1 - Classes de enquadramento e respectivos usos e qualidade da água. (Fonte: ANA, 2009b) Nos corpos hídricos em que a condição de qualidade de água esteja em desacordo com os usos preponderantes pretendidos, deverão ser estabelecidas metas obrigatórias e progressivas de melhoria da qualidade da água para efetivação dos respectivos enquadramentos. Enquanto não aprovadas as propostas de enquadramento, as águas doces são consideradas Classe 2. De forma sintetizada, a Figura 2 traz a caracterização das classes de enquadramento dos corpos d água e seus respectivos usos preponderantes, no caso das águas doces. A Resolução CONAMA 430/2011 modificou parcialmente e complementou a Resolução CONAMA 357/2005, ao dispor sobre condições, parâmetros, padrões e diretrizes para gestão do lançamento de efluentes em corpos de água receptores. De acordo com a Resolução, os efluentes, independente da fonte poluidora, apenas poderão ser lançados diretamente nos corpos receptores após o devido tratamento e desde que obedeçam às condições, padrões e exigências dispostos na mesma Resolução e em outras normas aplicáveis. O órgão ambiental competente poderá acrescentar outras condições e padrões para o lançamento de efluentes ou torná-los mais restritivos, tendo em vista as condições do corpo receptor exigir tecnologia ambientalmente adequada e economicamente viável para o tratamento dos efluentes. (CONAMA, 2011) 6

23 Figura 2 - Classes de enquadramento das águas doces e usos respectivos. (Fonte: ANA, 2009b) No Estado do Rio de Janeiro, o Instituto Estadual do Ambiente do Rio de Janeiro (INEA) foi instituído através da Lei nº 5.101, de 04 de outubro de O órgão ambiental possui a função de executar as políticas estaduais do meio ambiente, de recursos hídricos e de recursos florestais adotadas pelos Poderes Executivo e Legislativo do Estado. (RIO DE JANEIRO, 2007) Já a Diretriz 215 do INEA tem a finalidade de estabelecer exigências de controle de poluição das águas que resultem na redução de carga orgânica biodegradável de origem sanitária e de sólidos suspensos totais (INEA, 2007), enquanto a NT 202 estabelece critérios e padrões para o lançamento de efluentes líquidos. Em 5 de janeiro de 2007, foi sancionada a Lei nº , conhecida como Lei de Saneamento, que estabelece as diretrizes nacionais para o saneamento básico e para a política federal de saneamento básico (BRASIL, 2007). A Lei se baseia em alguns princípios gerais como: Universalização do acesso ao saneamento; Ações de abastecimento de água, esgotamento sanitário, limpeza urbana e manejo dos resíduos sólidos realizadas de formas adequadas à saúde pública e à proteção do meio ambiente; 7

24 Serviços de drenagem e de manejo das águas pluviais em disponibilidade adequada à saúde pública e à segurança da vida e do patrimônio público e privado em todas as áreas urbanas; Utilização de tecnologias apropriadas, considerando a capacidade de pagamento dos usuários e a adoção de soluções graduais e progressivas; Integração das infraestruturas e serviços com a gestão eficiente dos recursos hídricos. A Lei do Saneamento também estabelece que a prestação de serviços públicos de saneamento básico observará um plano, o qual deverá abranger, no mínimo: um diagnóstico da situação e de seus impactos nas condições de vida; objetivos e metas de curto, médio e longo prazos para a universalização do saneamento básico, com admitidas soluções graduais e progressivas que considerem a compatibilidade com os demais planos setoriais; programas, projetos e ações necessárias para atingir os objetivos e as metas; mecanismos e procedimentos para a avaliação sistemática da eficiência e eficácia das ações programadas Parâmetros de Qualidade de Água A qualidade da água é usualmente definida pela mensuração de suas características físicas, químicas e biológicas, correspondentes a um curso d agua ou um conjunto de rios contribuintes de uma bacia hidrográfica. As variáveis determinadas podem fornecer indicativos de qualidade de água e sinalizar possíveis problemas, quando alcançam valores superiores aos estabelecidos para determinados uso específico do corpo hídrico analisado. As características de uso do solo da bacia de drenagem são aspectos importantes a serem considerados na definição do plano de monitoramento. Von Sperling (2005) define duas formas de poluição hídrica: a poluição pontual, onde os poluentes atingem o corpo d água de forma concentrada no espaço, como a descarga de um emissário de efluentes domésticos ou industriais em um rio; e a poluição difusa, quando os poluentes adentram o corpo d água distribuídos ao longo de sua extensão, como é o caso da poluição oriunda da drenagem pluvial de áreas urbanas e rurais. 8

25 A seguir, estão descritos alguns dos parâmetros químicos, físicos e biológicos mencionados na CONAMA 357/2005, bem como outros parâmetros que não constam nesta, mas que são importantes na avaliação da qualidade hídrica de sistemas ambientais Parâmetros Físicos Cor: A cor de uma amostra de água está vinculada ao grau de redução de intensidade que a luz sofre ao atravessá-la devido à presença de sólidos dissolvidos (CETESB, 2010). A coloração se dá por meio da decomposição parcial da matéria orgânica presente na água, que origina uma série de compostos orgânicos complexos, como ácidos fúlvicos e húmicos. A coloração também pode estar associada à presença de compostos inorgânicos, como óxidos de ferro e manganês. Segundo Von Sperling (2005), a coloração pode ser proveniente de fontes naturais ou antropogênicas. A origem antropogênica se dá por meio do lançamento de esgotos domésticos e efluentes industriais, especialmente de curtumes, indústrias têxteis e de produção de papel. Na maioria dos casos, a cor da água não representa grandes riscos ambientais ou à saúde humana. No entanto, os consumidores ou pessoas que estão em contato com uma água que possui coloração diferenciada podem questionar sua confiabilidade, devido ao fator estético. Turbidez: A turbidez é associada ao grau de atenuação da intensidade que um feixe de luz sofre ao atravessar uma determinada parcela de água, por meio de mecanismos de espalhamento ou absorção de distintos comprimentos de onda. Essa redução de intensidade ocorre devido à presença de sólidos em suspensão, tais como partículas inorgânicas de rocha, areia, silte ou argila, e detritos orgânicos, como algas e outros microrganismos. A turbidez também pode ser de origem antrópica, como lançamento de despejos domésticos e industriais ou atividades de mineração, que podem estar associados a compostos tóxicos e organismos patogênicos. Além disso, o manejo inadequado do solo e o processo de erosão das margens dos rios e do solo das bacias de contribuição, ação intensificada em períodos chuvosos, incide em aumento excessivo de turbidez que, em 9

26 último caso, resulta em alterações geomorfológicas no sistema corpo hídrico que recebe esse aporte de sólidos em suspensão. Elevados níveis de turbidez são esteticamente desagradáveis e prejudiciais ao processo de fotossíntese da vegetação mais enraizada ou submersa. O desenvolvimento reduzido de plantas pode, por sua vez, suspender a produtividade de peixes, influenciando as comunidades aquáticas e todo o equilíbrio das condições de qualidade da água e seus processos biológicos. (CETESB, 2010) Temperatura: A temperatura representa a medição da intensidade de calor em um corpo hídrico, e sua variação normalmente é um evento natural, ocorrendo conforme variações sazonais e climáticas. Todavia, acentuadas elevações de temperatura de um curso d água sugerem o lançamento de despejos industriais e efluentes de sistemas de resfriamento. Geralmente, à medida que a temperatura aumenta, de 0 a 30 C, parâmetros como viscosidade, tensão superficial, calor específico, compressibilidade, constante de ionização e calor latente de vaporização diminuem, enquanto a condutividade térmica e a pressão de vapor aumentam (CETESB, 2010). A temperatura influencia em processos químicos, físicos e biológicos, os quais afetam outras variáveis de qualidade da água. O acréscimo de temperatura, na maior parte das vezes, aumenta as taxas de reações físicas, químicas ou biológicas, as quais diminuem a solubilidade de diversos gases, como, por exemplo, o oxigênio. Além disso, organismos aquáticos possuem limites de tolerância térmica, temperaturas ótimas para crescimento e limitações de temperatura para migração, desova e incubação do ovo. Variações de temperatura não esperadas podem desencadear alterações nas comunidades aquáticas e, consequentemente, nas condições de qualidade da água, devido ao desequilíbrio do sistema. Série de sólidos: A concentração total de sólidos em uma amostra representa a matéria que permanece como resíduo após evaporação de 103 a 105 ºC. Esses resíduos são chamados de sólidos totais, e são discretizados como sólidos suspensos e sólidos dissolvidos. Em linhas gerais, as operações de secagem, calcinação e filtração são as que definem as diversas 10

27 frações de sólidos (sólidos totais, em suspensão, dissolvidos, fixos e voláteis), sendo empregados posteriormente métodos gravimétricos para determinação precisa das diferentes frações. (SOUSA, 2001) Em um corpo d água, a presença de sólidos pode causar danos aos peixes e à vida aquática, uma vez que podem reter bactérias e resíduos orgânicos no fundo dos rios, promovendo decomposição anaeróbia. Ademais, a presença de sólidos em um corpo hídrico aumenta a turbidez, acarretando no declínio das taxas de fotossíntese, influenciando a produção primária e no teor de oxigênio dissolvido, como já descrito anteriormente Parâmetros Químicos Oxigênio Dissolvido (OD): Os organismos do planeta são dependentes, de alguma forma, do oxigênio para manter a atividade metabólica e produzir energia para o crescimento e para a reprodução (SOUSA, 2001). Essa variável representa a concentração de oxigênio dissolvido (OD) em uma parcela de água, sendo seu resultado estreitamente ligado a outros parâmetros condicionantes como, por exemplo, salinidade, temperatura, pressão atmosférica e atividade fotossintética. As principais fontes de oxigênio na água são: troca com a atmosfera por aeração, produção pelos organismos produtores primários via fotossíntese e; pela própria composição da água (PEREIRA, 2004). O processo de troca com a atmosfera se dá pela diferença de pressão parcial entre o ar e a água que impulsiona a introdução de oxigênio na água. Outra fonte importante de oxigênio nas águas é a fotossíntese de organismos através da conversão de energia e gás carbônico em glicose e oxigênio puro. Além dessas possibilidades, o oxigênio por ser dissolvido na massa d água por meio da aeração promovida por cachoeiras, quedas d água ou outros mecanismos de turbulência. O oxigênio dissolvido é uma das principais variáveis utilizadas no controle dos níveis de poluição nas águas e na caracterização de seus efeitos, principalmente no caso de despejos industriais ou lançamentos irregulares, de origem doméstica, que contêm elevadas taxas de matéria orgânica. No processo de decomposição do material orgânico feito por microrganismos, grandes taxas de oxigênio dissolvido são consumidas através 11

28 de processos respiratórios dos indivíduos atuantes. Dessa forma, valores baixos de OD podem ser associados com a presença de material orgânico, provavelmente advindo de esgotos ou despejos irregulares, e grande quantidade de biomassa de bactérias aeróbicas decompositoras. (CETESB, 2010). Deve-se ressaltar que, no caso de um corpo hídrico eutrofizado, o crescimento excessivo de algas pode mascarar a avaliação do grau de poluição de uma água, quando se toma por base apenas a concentração de oxigênio dissolvido. No entanto, o crescimento exacerbado de algas e macrófitas, devido à eutrofização, pode elevar os valores de OD para concentrações superiores à 10mg/L, induzindo uma conclusão errônea sobre a condição da qualidade da água em questão. Além disso, a solubilidade do oxigênio decresce à medida que a temperatura e a salinidade aumentam, surgindo como fator limitante da capacidade de autodepuração dos sistemas hídricos. Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) e Demanda Química de Oxigênio (DQO): A DBO e a DQO são variáveis de qualidade de água que possibilitam determinar indiretamente a quantidade de matéria orgânica presente nos corpos hídricos através da medição do consumo da amostra por organismos decompositores. Na realização dos processos metabólicos de estabilização e decomposição da matéria orgânica é inerente o consumo de oxigênio dissolvido, desequilibrando o meio. O material orgânico pode ser classificado entre fração biodegradável e não biodegradável. Fundamentada nessa classificação, a demanda bioquímica de oxigênio (DBO) é definida como a quantidade de oxigênio necessária para a estabilização e metabolização da fração de material orgânico biodegradável existente em uma amostra ou parcela de água. Esta metabolização é responsável por transformar os compostos orgânicos biodegradáveis em matéria inorgânica estável como água e gás carbônico. Por conseguinte, a grande presença de matéria orgânica pode impulsionar uma condição de anoxia para o corpo hídrico, provocando o desaparecimento e morte de espécies e consequentemente desequilíbrio do sistema. Valores elevados de DBO podem indicar um incremento da microflora presente e interferir no equilíbrio da vida aquática, além de produzir sabores e odores desagradáveis (CETESB, 2010). 12

29 Da mesma forma, a demanda química de oxigênio (DQO) é definida como a quantidade de oxigênio necessária para a oxidação química da fração de material orgânico existente em uma amostra ou parcela de água, biodegradável ou não. ph: O potencial hidrogeniônico (ph) representa a concentração de íons de hidrogênio H+, caracterizando condições de alcalinidade, acidez ou neutralidade da água. Em um corpo hídrico, a alteração do ph depende de vários fatores naturais como clima, geologia e vegetação, mas também pode ser resultado de interferências antropogênicas. Os valores de ph podem oferecer indícios sobre a qualidade de um corpo hídrico e ainda sobre o tipo de poluição química presente na água. Em geral, os sólidos e gases dissolvidos são a forma constituinte responsável por conferir à água valores diferenciados de ph (VON SPERLING, 2005). Os valores de ph afastados dos valores habituais afetam a vida aquática em diferentes proporções. Altos valores do parâmetro podem estar associados à proliferação de algas e processos de eutrofização, uma vez que o aumento da fotossíntese eleva o consumo de gás carbônico e, portanto, diminui o teor de ácido carbônico da água, aumentando o valor do ph do meio. (PEREIRA, 2004). Com relação a valores baixos de ph, a principal fonte é a presença de CO 2, ácidos minerais e sais hidrolisados, os quais são claros indicativos da presença de efluentes industriais ou domésticos. Série Fosforada: O fósforo é um elemento fundamental ao ecossistema aquático, sendo parte essencial e fator limitante de diversos processos biológicos que ocorrem na coluna d água. É assinalado como um dos nutrientes primordiais para o crescimento de microrganismos responsáveis pela estabilização de matéria orgânica e para a produção primária de um corpo hídrico. Em ambientes aquáticos, o fósforo apresenta-se principalmente nas formas de ortofosfato, polifosfato e fósforo orgânico. As principais fontes naturais desses compostos são a dissolução de partículas de solo e a decomposição de matéria orgânica. Todavia, o aporte de compostos fosforados nos cursos d água é, em sua maior parte, de origem antropogênica através de despejos domésticos e industriais, lançamentos de 13

30 substâncias detergentes ou fertilizantes (VON SPERLING, 2005). Ainda pode ter sua origem na drenagem de áreas agrícolas, com o escoamento de excrementos de animais, elevando também os índices de fósforo nos cursos hídricos. A ocorrência de fósforo em ambientes lênticos ou lóticos se dá, em sua maioria, na forma de fosfatos provenientes do descarte de esgotos domésticos e despejos industriais (MIZUTORI, 2009). O lançamento de despejos ricos em fosfatos num curso d água pode, em ambientes com boa disponibilidade de nutrientes nitrogenados, estimular o crescimento de organismos fotossintetizantes, chegando até o desencadeamento do processo de eutrofização com florações indesejáveis e oportunistas (PEREIRA, 2004). O crescimento descontrolado de algas modifica algumas características físicas, químicas e biológicas do corpo aquático, promovendo, por exemplo, odores ocasionais, mudanças na cor da água, diminuição da concentração de OD, ocorrência de secreções tóxicas, mortandade de peixes, que podem chegar a diminuir a biodiversidade do ambiente. Série Nitrogenada: Assim como a série fosforada, os compostos nitrogenados são considerados nutrientes para os processos biológicos e podem ser encontrados nas seguintes formas: nitrogênio molecular, nitrogênio orgânico (dissolvido ou em suspensão), nitrogênio amoniacal ou amônia (livre ou ionizada), nitrito e nitrato. Possuem, basicamente, a mesma procedência dos compostos fosforados, e a presença das diferentes formas de nitrogênio nos ecossistemas aquáticos pode se dar por fenômenos naturais e fatores não antrópicos, como a fixação biológica do nitrogênio atmosférico, a fixação química e a dissolução de outros compostos. A determinação da forma predominante do nitrogênio pode fornecer algumas informações sobre a qualidade desta água e respectivo estágio de poluição, associando às atividades desenvolvidas nas margens desse corpo hídrico e na bacia hidrográfica como um todo. O nitrogênio amoniacal é encontrado em duas formas dissolvidas: a amônia livre (NH 3 ) e a amônia ionizada (NH + 4 ). A amônia livre tem caráter extremamente tóxico, requerendo controle do ph e da temperatura, de modo a minimizar seus impactos negativos ao ambiente aquático. O nitrogênio amoniacal ainda pode ser associado à indicação de poluição ou contaminação de caráter recente, uma vez que esta é uma 14

31 forma do nitrogênio em seu estágio de oxidação inicial. O nitrito encontra-se em estado intermediário de oxidação entre a amônia e o nitrato. Já o nitrato é a forma mais estável do nitrogênio em estágio final de oxidação, sendo um dos principais nutrientes dos produtores primários (PEREIRA, 2004) Parâmetro Biológico Coliformes Termotolerantes: Os coliformes termotolerantes representam um parâmetro microbiológico muito importante para o monitoramento da qualidade de água. As bactérias do grupo coliforme são consideradas indicadores primários da contaminação fecal das águas. No entanto, a presença de coliformes termotolerantes não indica necessariamente a existência de organismos patogênicos, apesar de indicar essa probabilidade Índices de Qualidade de Água O uso de índices de qualidade tem a finalidade de sinalizar o estado de uma feição particular de interesse ou, ainda, aferir a condição de uma variável, comparando as diferenças observadas no tempo e no espaço. Em geral de forma direta e simples, os índices podem ser utilizados para avaliar políticas públicas ou para comunicar ideias aos tomadores de decisão e ao público. Acerca da gestão dos recursos hídricos, os indicadores auxiliam na análise das condições dos recursos hídricos de uma determinada bacia, assim como as transformações observadas. (MARANHÃO, 2007). A maioria dos índices de qualidade de água é expressa por valores adimensionais, numa faixa de variação pré-estabelecida e busca descrever a qualidade da água para um ou mais propósitos específicos (PESSOA, 2010). De acordo com ANA (2009), existe uma grande variedade de índices que expressam aspectos parciais da qualidade das águas e, dessa forma, não deve ser feito o uso exclusivo de índices de qualidade das águas em detrimento de uma análise mais detalhada dos dados gerados em um monitoramento ambiental. 15

32 Índice da Qualidade de Água da National Sanitation Foundation (IQA NSF): Foi criado no ano de 1970, nos Estados Unidos, pela National Sanitation Foundation (NSF). Com base numa pesquisa de opinião desenvolvida por Brown et al. (1970), junto a 142 especialistas, foram selecionadas 9 variáveis consideradas mais representativas em relação à qualidade de água. Para cada variável foi traçada uma curva de qualidade, a qual correlaciona sua concentração a uma nota, pontuada de 0 (a pior nota) a 100 (a melhor nota), como pode ser observado na Figura 3. Figura 3 - Curvas médias de variação de qualidade da água do IQA NSF (Adaptado de NSF, 2007) 16

33 Além de seu peso (w), cada parâmetro possui um valor de qualidade (q), obtido através da curva média para cada variável analítica, em função de sua concentração ou medida. O Quadro 1 indica os pesos fixados para cada variável de qualidade de água que compõe o IQA NSF. Quadro 1 - Variáveis de qualidade de água do IQA NSF e respectivos pesos e unidades. (Adaptado de NSF, 2007) O IQA NSF é calculado através do produtório ponderado dos nove parâmetros, segundo as equações 3.1 e 3.2. (3. 1) (3. 2) Sendo: IQA NSF = Índice de Qualidade de Água, um valor entre 0 e 100; qi = qualidade do i-ésimo parâmetro, um número entre 0 e 100, obtido da respectiva curva média de variação de qualidade (resultado da análise); 17

34 wi = peso correspondente ao i-ésimo parâmetro, um número entre 0 e 1, atribuído em função da sua importância para a conformação global de qualidade. O Quadro 2 apresenta os níveis de qualidade de água a partir dos resultados obtidos pelo cálculo do IQA NSF, classificados em faixas. Quadro 2 - Classificação dos valores do IQA NSF em faixas de qualidade. (Adaptado de NSF, 2007) Índice da Qualidade de Água da Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (IQA CETESB ): No Brasil, a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB) utiliza, desde 1975, uma versão do IQA adaptada da versão original do IQA NSF. Atualmente, o IQA CETESB é o índice de qualidade de água mais utilizado no país. Os parâmetros de qualidade que fazem parte do cálculo do IQA CETESB refletem, principalmente, a contaminação dos corpos hídricos ocasionada pelo lançamento de esgotos domésticos. É importante também salientar que esse índice foi desenvolvido para avaliar a qualidade das águas, tendo como determinante principal sua utilização para o abastecimento público, considerando um tratamento convencional dessas águas. Portanto, outros usos da água não são diretamente contemplados no IQA CETESB (ANA, 2012). Nessa adequação feita pela CETESB, algumas variáveis de qualidade e seus respectivos pesos foram alterados. A modificação dos pesos é verificada para os parâmetros Coliformes Termotolerantes, DBO e ph. Além disso, ocorreu a substituição da variável Nitrato pela variável Nitrogênio Total (somatório da concentração de Nitrito, Nitrato, Nitrogênio Orgânico e Nitrogênio Amoniacal) e a troca de Sólidos Totais Dissolvidos por Sólidos Totais. (CETESB, 2007). As curvas médias de variação de qualidade da água utilizadas pelo IQA NSF foram mantidas, no caso das variáveis que não foram substituídas. Tais curvas correlacionam o valor do resultado obtido através das medições de cada variável e sua implicação em 18

35 relação à qualidade do sistema hídrico estudado. As curvas médias de variação de qualidade confeccionadas pela CETESB estão apresentadas na Figura 4. Figura 4 - Curvas médias de variação de qualidade da água utilizadas no IQA CETESB. (Fonte: CETESB, 2013) O Quadro 3 indica os pesos fixados para cada variável de qualidade de água que compõe o IQA CETESB, comparando com o IQA NSF para a verificação de suas adaptações. 19

36 Quadro 3 - Variáveis de qualidade de água do IQA NSF e IQA CETESB e respectivos pesos e unidades de medida. (Adaptado de CETESB, 2013) O IQA CETESB também é calculado através do produtório ponderado resultando em um valor entre 0 e 100, contudo, essa versão do índice apresenta faixas de classificação dos níveis de qualidade de água diferenciadas, como pode ser observado no Quadro 4. Quadro 4 - Classificação dos valores do IQA CETESB em faixas de qualidade. (Adaptado de CETESB, 2013) Índice Fuzzy de Qualidade de Água para Ambientes Lóticos (IQA FAL ): Atualmente, existem algumas propostas de índices de qualidade de água desenvolvidos com base na lógica nebulosa ou Fuzzy Logic, que, em sentido estreito, refere-se aos sistemas que generalizam a lógica clássica bivariada para raciocínio sob incertezas que utiliza conjuntos nebulosos, conjuntos estes de classes com fronteiras indefinidas. A lógica nebulosa estende a lógica tradicional com a introdução do conceito da verdade parcial, permitindo uma pertinência simultânea e parcial em vários conjuntos ao invés de uma inclusão total em um conjunto definido (LERMONTOV, 2009). 20

37 Pessoa (2010) propôs um IQA para ambiente lótico, usando lógica fuzzy, denominado IQA FAL. O desenvolvimento do índice foi realizado nas etapas abaixo: 1. Escolha das variáveis de qualidade de água consideradas determinantes; 2. Definição dos universos de discursos e dos conjuntos nebulosos para cada variável de qualidade de água; 3. Definição das funções de pertinência para cada conjunto nebuloso; 4. Determinação dos sub-índices usados como entradas para o índice de qualidade de água final; 5. Construção das bases de regras para o cálculo do índice de qualidade de água final. Todas as etapas foram desenvolvidas a partir de um amplo debate com a equipe de especialistas em qualidade de água do Instituto Estadual do Ambiente do Rio de Janeiro (INEA). A versão final do IQA FAL utiliza sete variáveis de qualidade de água na sua formulação, descritas a seguir e resumidas no Quadro 5: Subíndice Biológico: sintetiza a qualidade da água em relação à comunidade fitoplanctônica e à densidade de cianobactérias presentes no meio. Subíndice Nutrientes: sintetiza a qualidade da água em relação aos nutrientes Fósforo Total e Nitrogênio Amoniacal. Subíndice Oxigênio: sintetiza a qualidade da água em relação à dinâmica de oxigênio no meio, mediante concentração de Oxigênio Dissolvido e Demanda Bioquímica de Oxigênio. Subíndice Coliformes: sintetiza a condição da água em relação à contaminação por Coliformes Fecal ou Termotolerantes. Quadro 5 - Variáveis de qualidade de água do IQA FAL. (Adaptado de Coimbra, 2011) 21

38 Em seguida foram estipulados os conjuntos nebulosos e determinadas as respectivas funções de pertinência para cada subíndice e para o índice final. Os resultados foram representados por valores de 0 até 100, como os outros índices supracitados. O Quadro 6 apresenta as categorias de resultados obtidos pelo cálculo do IQA FAL. Quadro 6 - Classificação dos valores do IQA FAL em faixas de qualidade. (Adaptado de PESSOA, 2010) Índice do Estado Trófico (IET): O Índice do Estado Trófico (IET) avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientes e seu efeito relacionado ao crescimento excessivo das algas ou ao aumento da infestação de macrófitas aquáticas. Embora avalie o estado trófico, o IET não necessariamente reflete a degradação da qualidade da água causada pelo processo de eutrofização, o qual relaciona-se também a outras variáveis, tais como temperatura, turbidez, entre outras (ANA, 2012). Em virtude da variabilidade sazonal dos processos ambientais que têm influência sobre o grau de eutrofização de um corpo hídrico, os resultados do IET podem apresentar variações no decorrer do ano. Por exemplo, é comum se observar valores mais elevados de IET no início da primavera no Brasil pois, com o aumento da temperatura da água, há maior disponibilidade de nutrientes e condições propícias de penetração de luz na água. (CETESB, 2013). O IET é composto pelo Índice do Estado Trófico para o Fósforo Total (IET PT ) e o Índice do Estado Trófico para a Clorofila-A (IET CL ), propostos por Lamparelli (2004). Os limites estabelecidos para as diferentes Classes de trofia estão descritos no Quadro 7. 22

39 Quadro 7 - Classificação do Estado Trófico para rios, utilizada pelo IET. (Adaptado de CETESB, 2013) Segundo a classificação do IET apresentada, um curso d água categorizado como ultraoligotrófico é considerado um corpo d água limpo, de produtividade muito baixa e concentrações de nutrientes que não acarretam prejuízos aos usos da água. Os corpos hídricos classificados como oligotróficos e mesotróficos são considerados, respectivamente, sistemas de baixa e intermediária produtividade. Por sua vez, os cursos d água avaliados como eutrófico ou supereutrófico são considerados corpos d água com alta produtividade e reduzida transparência da coluna d água, com condições naturais afetadas por atividades antrópicas. A última classe de classificação do IET, denominada de hipereutrófica, corresponde a sistemas aquáticos significativamente afetados por elevadas concentrações de matéria orgânica e nutrientes, comprometendo os usos múltiplos da água, associado a episódios de florações de algas e mortandade de peixes (ANA, 2012) Monitoramento da Qualidade de Água O monitoramento de qualidade das águas é um dos instrumentos mais importantes da gestão ambiental e consiste, basicamente, no acompanhamento sistemático dos aspectos qualitativos das águas, visando à produção de informações para a comunidade científica, para o público em geral e, principalmente, para as diversas instâncias decisórias (INEA, 2013). As práticas relacionadas ao monitoramento de qualidade de água incluem a coleta de dados e de amostras de água em locais específicos, feita em intervalos regulares de tempo, de modo a gerar informações que possam ser utilizadas para a avaliação das condições de qualidade da água (ANA, 2009b). 23

40 O monitoramento deve ser visto como uma etapa essencial à implementação dos instrumentos de gestão das águas, já que permite a obtenção de informações estratégicas, acompanhamento das medidas efetivadas, atualização dos bancos de dados e o direcionamento das decisões. Mais importante do que a quantidade de estações e equipamentos de coleta de dados, é o planejamento das redes e o monitoramento da eficiência do sistema (MAGALHÃES JR., 2000). A definição dos objetivos de um programa de monitoramento geralmente está associada à avaliação da qualidade da água e sua adequação para os usos requeridos/propostos e à indicação da necessidade da implementação de projetos especiais relativos orientados a problemas específicos (PORTO, 1991). A escolha dos pontos de amostragem e dos parâmetros a serem analisados é realizada em função do corpo d'água, do uso múltiplo dado a suas águas, da localização de atividades que possam influenciar na sua qualidade e da natureza das cargas poluidoras, tais como despejos industriais, esgotos domésticos, águas de drenagem agrícola e urbana. Para a instalação de estações de monitoramento dois principais critérios devem ser considerados mais importantes: a representatividade das estações quanto ao uso e ocupação do solo e a acessibilidade, uma vez que estas precisam ser visitadas durante todo o ciclo hidrológico. Locais de difícil acesso, propriedades particulares e locais sujeitos à restrição de acesso por fenômenos sazonais (como enchentes) devem ser evitados (PINCEGHER, 2010). De acordo com Coimbra (2011), ao se elaborar um Programa de Monitoramento, devese considerar as etapas seguintes: 1. Definir os objetivos do monitoramento; 2. Identificar os indicadores de qualidade ambiental a serem privilegiados, com base no conhecimento de cada corpo d água; 3. Selecionar um local de amostragem que seja representativo, a fim de se obter as informações requeridas; 4. Definir um Plano de Monitoramento com base nas Metodologias, Normas e Padrões de qualidade de água vigentes; 5. Verificar a capacidade da análise em laboratório(s) credenciado(s) para realizar as medições ambientais requeridas; 24

41 6. Realizar a amostragem de modo que a amostra seja a mais representativa possível, obedecendo a normas técnicas vigentes; 7. Interpretar os dados coletados e analisados; 8. Desenvolver um banco de dados; 9. Formular modelos conceituais e/ou matemáticos com o comportamento do ecossistema em relação a parâmetros e fenômenos de interesse; 10. Disponibilizar as informações; 11. E, por fim, avaliar a viabilidade econômica para a realização e permanência do programa de monitoramento. 3.2 REVISÃO DE MODELAGEM DE QUALIDADE DE ÁGUA Um modelo matemático de qualidade da água pode ser definido como uma representação idealizada da realidade, a qual fornece a resposta de um corpo hídrico a um estímulo externo, ou seja, a concentração de um poluente num ponto qualquer do rio devido ao lançamento de cargas ao longo deste rio. (CHAPRA, 1997) Para que se justifique a implementação de um modelo, deve-se considerar as capacidades e objetivos para os quais os modelos matemáticos serão destinados, auxiliando na escolha do modelo mais adequado a cada situação e evitando equívocos desnecessários, como por exemplo: (a) gasto excessivo de tempo e dinheiro com modelos demasiado complexos para os propósitos do estudo; (b) modelos excessivamente simplificados que não representam adequadamente os fenômenos de interesse; (c) má definição do domínio e da escala de modelagem; dentre outros. Von Sperling (2007) apresenta alguns objetivos para os quais os modelos matemáticos podem ser úteis: (a) a pesquisa, para melhor compreensão de um sistema ou para substituir estudos de laboratório; (b) o gerenciamento e o planejamento de recursos hídricos; (c) a previsão de condições futuras, como em estudos de adequação de padrões de qualidade e alocação de cargas poluidoras; (d) o planejamento de níveis e eficiência de tratamento de efluentes; (e) a outorga para lançamentos e (f) o controle em tempo real, como a avaliação de eventos transientes (derramamentos acidentais, eventos de chuva etc.). 25

42 Países em desenvolvimento, como o Brasil, utilizam os modelos para planejar atividades de melhoria ambiental e atendimento à legislação, uma vez que a maioria dos corpos d água encontra-se sob alguma forma de degradação constante. (VON SPERLING, 2007) Classificação de Modelos A classificação dos tipos de modelos é feita a partir de critérios bastante variáveis e reflete sua estruturação básica e seus objetivos principais. BECK (1983) classifica os modelos da seguinte maneira: Modelo distribuído x modelo agrupado: os modelos distribuídos são aqueles nas quais as concentrações dos constituintes variam continuamente no espaço e no tempo, como, por exemplo, o modelo de advecção-difusão. Já os modelos agrupados agregam parte da descrição do sistema em um volume finito, onde a qualidade da água é assumida como uniforme e independente da posição, como no modelo de reatores de mistura completa; Modelo mecanístico x modelo caixa-preta: os modelos mecanísticos são conceitualmente e fisicamente fundamentados e descrevem os mecanismos internos do fenômeno. Os modelos caixa-preta enfocam apenas no que é mensurável e baseiam-se normalmente, por meio de análise de regressão, em ajustes entre a variável de entrada e de saída, sem se preocupar com o processo em si; Modelo estocástico x modelo determinístico: os modelos determinísticos buscam a representação do comportamento do sistema, por meio de relações de causa e efeito, enquanto os modelos estocásticos valem-se das incertezas e da análise estatística para relacionar variáveis de entrada e saída; Modelo estacionário x modelo dinâmico: os modelos estacionários ou permanentes assumem que todas as variáveis são constantes no tempo e no espaço, ao contrário dos modelos dinâmicos. Em função destas características, os modelos estacionários são usualmente utilizados para 26

43 planejamento, enquanto os modelos dinâmicos são utilizados para controle. Segundo Albano (2004), os modelos também podem ser classificados de acordo com as dimensões consideradas no escoamento: Modelos matemáticos de dimensão 0 (zero), de mistura completa, concentrados, ou 0D: esses modelos desconsideram os gradientes espaciais das variáveis de qualidade, bem como os efeitos hidrodinâmicos que afetam escoamentos. Neste tipo de modelo, o corpo hídrico é considerado uma mistura homogênea, com a hipótese de não ocorrência, portanto, de estratificação vertical e horizontal. Modelos matemáticos de dimensão 1 (um) ou 1D: modelos nos quais as variações das grandezas são consideradas somente em uma única direção espacial, normalmente na direção vertical ou longitudinal. Os modelos longitudinais desconsideram efeitos de estratificação e são mais indicados para análise de variações ao longo do eixo de rios cujas dimensões laterais e a profundidade sejam desprezíveis mediante o comprimento. Modelos matemáticos de dimensão 2 (dois) ou 2D: são modelos nos quais as variações das grandezas são consideradas apenas no plano horizontal ou pela direção vertical e longitudinal, orientada ao longo do escoamento principal de um corpo d água. Modelos matemáticos de dimensão 3 (três) ou 3D: estes modelos simulam simultaneamente os fluxos vertical e ambas as direções horizontais (transversal e longitudinal). Para tanto, estes modelos necessitam de maior número de dados medidos em campo para melhor precisão dos resultados gerados, uma vez que possuem maior número de parâmetros para calibração, além de maior complexidade das equações do modelo matemático. 27

44 3.2.2 O Processo de Modelagem A modelagem de qualidade de água passa por etapas sequenciais principais e interdependentes, ilustradas de maneira resumida na Figura 5. O detalhamento das etapas que se segue é baseado na descrição de Rosman (2010). Considerando um fenômeno qualquer na natureza, a primeira e mais fundamental modelagem é a conceitual. Para o caso específico da modelagem de qualidade de água, o fenômeno de interesse são os processos de transporte e interação de substâncias nos corpos d água, e a sua modelagem permitirá melhor gerenciar as propriedades destes recursos hídricos. Os modelos numéricos são traduções dos modelos matemáticos adaptados para diferentes métodos de cálculo. A etapa de pré-processamento inclui a obtenção de medidas quantitativas para as grandezas envolvidas no modelo conceitual e matemático, também denominadas dados de entrada, que devem ser organizados e preparados de acordo com o modelo numérico elaborado. O modelo computacional é a tradução de um modelo numérico para uma linguagem computacional, e é através dele que se obtém os resultados quantitativos. O pós-processamento dos dados se faz necessário para que as informações geradas pelo modelo computacional possam ser facilmente analisadas e interpretadas. Neste sentido, a elaboração de mapas, gráficos e tabelas facilitam o entendimento do fenômeno a que os valores numéricos obtidos se referem. 28

45 Figura 5 - Diagrama do processo de modelagem hidrodinâmica ambiental (Fonte: ROSMAN, 2010) Na etapa de calibração, variam-se os parâmetros (coeficientes) do modelo, dentro de limites aceitáveis e pré-estabelecidos, com o objetivo de se obter um bom ajuste entre os dados simulados pelo modelo e aqueles observados em campo. (ALBANO, 2004, VON SPERLING, 2007) A validação, por sua vez, é a verificação do modelo calibrado utilizando uma série de dados de campo diferente daquela utilizada na calibração. Simula-se uma situação que tenha sido adequadamente medida e o modelo mostrar-se-á adequado quando os valores medidos forem similares aos estimados no decorrer da série. (ALBANO, 2004) Principais Modelos Computacionais de Qualidade de Água A seguir são citados alguns dos modelos de simulação da qualidade da água em rios, com destaque maior para os modelos QUAL2E e QUAL-UFMG. AQUASIM (EAWAG, Switzerland) 29

46 Desenvolvido nos anos de 1991 a 1994 no Instituto Suíço de Ciência Ambiental e Tecnologia, o modelo é capaz de executar não só simulações hidrodinâmicas e de qualidade de água, mas também análises de sensibilidade e estimativas de parâmetro utilizando dados medidos. As simulações feitas pelo usuário verificam se certas suposições modelares são compatíveis com dados medidos. O AQUASIM permite que o usuário modifique facilmente a estrutura modelar e valores dos parâmetros. (REICHERT, 1998). AQUATOX (US Environmental Protection Agency USEPA) O AQUATOX é um modelo de simulação de sistemas aquáticos, o qual prediz o destino de vários poluentes, como nutrientes e produtos químicos orgânicos, bem como os seus efeitos nos peixes, invertebrados e plantas aquáticas (ecossistemas). O modelo pode ser aplicado tanto em ambientes lênticos, como reservatórios, lagos, lagoas e remansos, quanto em ambientes lóticos, como rios e estuários. O AQUATOX é um instrumento valioso para ecologistas, biólogos e modeladores de qualidade de água interessados em avaliar os riscos ecológicos de ecossistemas aquáticos, sendo capaz de simular cenários de eutrofização e mortandade de espécies. BASINS (US Environmental Protection Agency USEPA) Desenvolvido originalmente em 1996, com subsequentes lançamentos em 1998 e 2001, esse modelo é um sistema de análise ambiental de uso múltiplo. Projetado para agências locais, estatais e regionais de gestão de qualidade de água, o modelo é capaz de simular fontes não pontuais e pontuais em um formato de bacia ou corpo d água. Possui uma interface que integra resultados de modelos de qualidade de água com sistemas de informação georreferenciados. CE-QUAL-R1V1 (US Army Corps of Engineers Waterways Experiment Station Environmental Laboratory, 1990) É um modelo unidimensional e hidrodinâmico que simula a qualidade de água em rios em que a variação longitudinal é importante, mas as variações na profundidade e na lateral podem ser desprezadas. É aplicável para vazões não permanentes, onde o escoamento é altamente variável, como em rios com barragens ou outras estruturas. O transporte de poluentes por advecção e dispersão é ligado à hidrodinâmica e 30

47 transformações de poluentes também são simuladas. Os constituintes modelados são: DBO, OD, coliformes, algas, fósforo, nitrogênio e metais. CE-QUAL-W2 (US Army Corps of Engineers Waterways Experiment Station Environmental Laboratory, 1995) O modelo CE-QUAL-W2 é um modelo hidrodinâmico e de transporte bidimensional 2DV (variação apenas longitudinal e vertical). É aplicável em rios, lagos, reservatórios e estuários, no entanto, é limitado a situações de mistura completa na lateral, isto é, em corpos hídricos onde a largura é desprezível mediante a profundidade e comprimento. Suas versões mais recentes têm a capacidade de simular bacias inteiras, interligando rios a lagos, reservatórios e/ou estuários. O modelo pode simular 21 constituintes, tais como OD/DBO, nitrogênio, fósforo, fitoplâncton, salinidade e temperatura. DAFLOW (US Geological Survey (USGS)) O DAFLOW é um modelo unidimensional para modelar o regime não permanente de rios bem misturados. O modelo aproxima as vazões variáveis no curso para regime permanente, transformando as vazões em fluxo crescente/decrescente uniforme. Este modelo foi projetado para simular o fluxo em sistemas com maior declividade, simulando o destino e o movimento dos constituintes dissolvidos em rios. O DAFLOW não admite afluxos laterais ao longo do rio e utiliza as equações de continuidade da massa e do momento unidimensional, e utiliza também um esquema de diferenças finitas na resolução das equações (JOBSON et al., 1989). MIKE 11(Danish Hydraulic Institute) O MIKE 11 é destinado à modelagem hidráulico-hidrológica, de qualidade de água e de transporte de sedimentos em rios, estuários, sistemas de irrigação e outros corpos d água continentais. Na modelagem de rios, o modelo é unidimensional e não permanente. É também largamente utilizado na simulação de poluição urbana na avaliação de descargas intermitentes e também em rios, canais e sistema de irrigação, pois simula escoamento superficial. Os usos mais difundidos do modelo são: a) análise de riscos de inundação; b) avaliação de qualidade de água e rastreamento de poluente em rios, reservatórios e áreas alagadas; c) transporte de sedimentos e morfologia de rio e d) integração da água superficial e subterrânea para análise de água. Os parâmetros de 31

48 qualidade de água simulados são OD, DBO (com demanda bentônica), coliformes, fósforo, nitrogênio, metais e organismos aquáticos (fitoplâncton e zooplâncton) (ARAÚJO, 2005). WASP7 (US Environmental Protection Agency (USEPA), 2006) O WASP7 é uma versão atualizada do WASP original, desenvolvido em É um modelo de qualidade de água de mistura completa que considera afluxos e efluxos na coluna d água bem como os processos da camada bentônica. Possui módulos 1D, 2D, e 3D para poluentes diversos. Os processos de dispersão, advecção, carga pontual e difusa e são representados no modelo através da integração com modelos de transporte de sedimentos e hidrodinâmicos. Os constituintes modelados são: OD, DBO, algas, produtos químicos orgânicos, metais, nitrogênio, fósforo, mercúrio, agentes patogênicos e temperatura. O WASP7 é amplamente utilizado nos Estados Unidos e na América Latina (EPA, 2006, DI TORO et al., 1970, ARAÚJO, 2005). QUAL2E (US Environmental Protection Agency USEPA, 2006) O QUAL2E é um dos modelos de qualidade da água em sistemas fluviais mais utilizados no mundo, devido à sua versatilidade e facilidade de compreensão e aplicação. Foi desenvolvido na década de 80 pela Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA), no entanto, continua sendo amplamente utilizado em diversos estudos Modelo de Qualidade de Água - QUAL2E O modelo é uma aplicação de uma série de equações matemáticas que, por sua vez, são representações simplificadas de fenômenos naturais bastante complexos. O modelo utiliza uma solução de diferenças finitas para cálculo do transporte de massa por equações de advecção e dispersão, e considera esses mecanismos de transporte significantes apenas ao longo da principal direção do escoamento (Brown e Barnwell, 1987). O Qual2E é um modelo versátil para a modelagem de qualidade de águas em sistemas lóticos, permitindo a entrada de múltiplas cargas poluidoras, pontos de entrada e retirada de afluentes na corrente em estudo, simulando até 15 constituintes ao longo de um curso de água. Os seguintes parâmetros podem ser simulados: 32

49 Oxigênio dissolvido (OD); Demanda bioquímica de oxigênio (DBO); Temperatura; Concentração de biomassa algal (sob a forma de clorofila); Nitrogênio orgânico; Amônia; Nitrito; Nitrato; Fósforo orgânico; Fósforo dissolvido; Coliformes; Elemento não-conservativo arbitrário; Três elementos conservativos. Segundo Palmieri (2003), o QUAL2E permite a modelagem de qualquer sistema fluvial ramificado e unidimensional. O primeiro passo para a utilização do modelo é a realização de sua representação esquemática, que consiste na divisão do corpo hídrico em trechos com características hidráulicas constantes. Cada trecho é então subdividido em segmentos de igual comprimento, de modo que todo o rio seja igualmente dividido em segmentos de mesmo comprimento. A Figura 6 representa esquematicamente esta divisão. O QUAL2E é limitado a simulações em estado estacionário, nos quais o fluxo da corrente estudada e as descargas de efluentes na bacia são constantes. (Brown & Barnwell, 1987). 33

50 Figura 6 - Representação esquemática da subdivisão de um trecho de um rio (Fonte: Bäumle, 2005 apud Reis, 2009) Equação de transporte de massa O QUAL2E, tal como os demais modelos matemáticos para qualidade de águas de rios, utiliza a aproximação de transporte unidimensional. Tal simplificação não prejudica a modelagem, uma vez que a própria natureza do fluxo de águas dos rios se dá ao longo do sentido longitudinal. Isto é, o transporte neste sentido prevalece, em detrimento dos demais. O modelo utiliza a equação fundamental de transporte de massa unidimensional, a qual é numericamente integrada no espaço e no tempo para cada componente de qualidade de água. Esta equação inclui os efeitos de dispersão, advecção, diluição, reações e interações entre os componentes, além das entradas e saídas. Para cada componente que se deseja simular, é utilizada a Equação (3. 3): (3. 3) 34

51 Onde: = massa (calculada pela Equação (3. 4)); = distância; = tempo; = concentração; = área da seção transversal; = coeficiente de dispersão longitudinal; = velocidade média e = retiradas ou cargas externas. Sendo: (3. 4) Assim, tem-se: (3. 5) Sendo o incremento de volume dado por: (3. 6) Caso o fluxo volumétrico (3.5) passa a ser: no trecho seja estacionário, consequentemente a Equação (3. 7) Combinando-se as equações (3.3) e (3.4) e rearranjando-as, obtém-se: (3. 8) Os termos à direita da equação representam, respectivamente, a dispersão, a advecção, alterações dos constituintes, entradas/saídas externas e diluição. O termo refere- 35

52 se somente às alterações dos constituintes, tais como o crescimento e decaimento e não se deve confundir com o termo, o gradiente de concentração local, ou taxa de acumulação de massa Características Hidráulicas Como o QUAL2E opera em regime estacionário, ou seja, o componente temporal ( ) do balanço hidráulico para um elemento computacional pode ser escrito da seguinte forma: ( ) (3. 9) Onde o termo à direita constitui a soma dos fluxos de entrada e retirada do respectivo elemento. As demais características hidráulicas de cada trecho podem ser representadas pelas equações empíricas 3.10 e 3.11: (3. 10) (3. 11) Onde: = vazão volumétrica ou fluxo no trecho; = velocidade, = profundidade do canal e são constantes empíricas Cinética da matéria orgânica - DBO A cinética da reação da matéria orgânica remanescente é expressa segundo a equação diferencial 3.12: 36

53 (3. 12) Onde: = concentração de DBO remanescente (mg/l); = tempo (dia); = coeficiente de desoxigenação (dia -1 ). Após a integração, tem-se: (3. 13) Sendo: (3. 14) Substituindo-se este valor na equação (3.13), temos: (3. 15) Onde: = DBO exercida em tempo (mg/l); = DBO remanescente ou demanda última representando a DBO total ao final da estabilização (mg/l) As condições ambientais mostram, na maioria das vezes, que a remoção da DBO apresenta valores maiores do que os determinados em laboratório. Segundo Chapra (1997), esta diferença ocorre devido à sedimentação da matéria orgânica e remoção da DBO pelo lodo do fundo. O coeficiente de decomposição da DBO no rio,, inclui estes dois fenômenos, de tal forma que (oxidação da DBO no rio) (oxidação da DBO em laboratório). EPA (1985) e Thomann e Muller (1987) apresentam equações que relacionam com as características hidráulicas (profundidade e vazão). São elas: em função da profundidade: 37

54 Para ( m: (3. 16) Para m: (3. 17) em função da vazão: Para entre 0,3 e 10m e entre 0,15 e 250 m³/s: (3. 18) Segundo Von Sperling (2007), os valores típicos dos coeficientes de remoção de DBO e podem ser resumidos em faixas, de acordo com a situação do curso d água (Quadro 8). Quadro 8 - Valores típicos dos coeficientes de remoção de DBO (K 1 e K d base a 20ºC). O metabolismo microbiano é bastante afetado pela temperatura, acarretando, portanto, em variações na taxa de conversão da matéria orgânica. A equação 3.19 expressa esta relação empírica entre a temperatura e o coeficiente de desoxigenação. (3. 19) Onde: = a uma temperatura qualquer (d -1 ); = a temperatura = 20 o C (d -1 ); = temperatura da agua ( o C) e = coeficiente de temperatura. 38

55 A equação 3.19 também é aplicável para e o coeficiente tem o valor 1,047 (EPA,1987). Para Chapra (1997), o coeficiente de sedimentação é o quociente entre a velocidade de sedimentação da matéria orgânica sedimentável e a profundidade do rio, sendo expresso pela equação: (3. 20) Onde: = coeficiente de sedimentação (d -1 ); = velocidade de sedimentação do material particulado (m/d); = profundidade do rio (m) Von Sperling (2007) apresenta três diferentes faixas para profundidade média dos canais (Quadro 9) Quadro 9 - Valores típicos de Ks, que variam segundo a O coeficiente é também influenciado pela temperatura e, na sua correção, aplica-se a mesma equação definida para o e o. (Equação 3.19) Cinética das formas de nitrogênio O conhecimento da forma predominante do nitrogênio em um curso de água pode fornecer indicações sobre o estágio da poluição ocasionada por lançamento de efluente a montante. Amônia ou nitrogênio orgânico são indicativos de poluição recente e, caso a poluição seja antiga, a forma nitrato predomina. Já as concentrações de nitrito são normalmente mais reduzidas (VON SPERLING, 2007), dada sua instabilidade. O cálculo destas formas pode ser feito utilizando-se as equações 3.21 a

56 Nitrogênio Orgânico (3. 211) Amônia (3. 22) Nitrito (3. 23) Nitrato (3. 24) Nitrogênio Total (3. 25) Onde: = nitrogênio total (mgn/l); = nitrogênio orgânico (mgn/l); = amônia (mgn/l); = nitrito (mgn/l); = nitrato (mgn/l); = coeficiente de remoção do nitrogênio orgânico por sedimentação (d -1 ); = coeficiente de conversão do nitrogênio orgânico a amônia (d -1 ); = coeficiente de conversão da amônia a nitrito (coeficiente de nitrificação) (d -1 ); = coeficiente de conversão de nitrito a nitrato (coeficiente de nitrificação) (d -1 ), = coeficiente de liberação de amônia pelo sedimento de fundo (go 2 /m 2.d) e = profundidade do curso de água (m). 40

57 As condições ambientais, como temperatura, ph, oxigênio dissolvido e substâncias tóxicas ou inibidoras, influenciam a conversão do nitrogênio, particularmente durante a nitrificação. A baixa concentração de oxigênio no curso de água é um fator limitante no crescimento de bactérias nitrificantes, causando uma diminuição da taxa de nitrificação. Chapra (1997) sugere o seguinte fator de redução de correção, em função da concentração de OD: (3. 26) Onde: = fator de correção do coeficiente de nitrificação em função do OD; = coeficiente de inibição da nitrificação por baixo OD - valor usual: 0,60; Para não se considerar a influência do OD, o valor de adotado deve ser igual a 10,0. Já os coeficientes e devem ser corrigidos pela temperatura, sendo =1,047 e = 1,080, respectivamente. (EPA, 1987 apud VON SPERLING, 2007). O Quadro 10 apresenta os valores usuais dos coeficientes para as equações de remoção do nitrogênio. Quadro 10 - Valores usuais dos coeficientes do modelo de nitrogênio em rios. (Adaptado de Von Sperling, 2007) Cinética do fósforo orgânico e inorgânico Os processos a seguir estão representados na modelagem do fósforo: 41

58 Sedimentação do fósforo orgânico; Conversão do fósforo orgânico particulado a fósforo inorgânico dissolvido; Liberação de fósforo inorgânico dissolvido pelo sedimento de fundo. As equações que descrevem estes fenômenos são: Fósforo orgânico: (3. 27) Fósforo inorgânico: (3. 28) Onde: = concentração de fósforo orgânico (mg/l); = concentração de fósforo inorgânico (mg/l); = coeficiente de remoção do fósforo orgânico por sedimentação (d-1); = coeficiente de conversão do fósforo orgânico a fósforo inorgânico (d-1), = coeficiente de liberação do fósforo orgânico pelo sedimento de fundo (go 2 /m 2.d) e = profundidade do curso de água (m). Segundo Von Sperling (2007), o valor de pode variar de 002 a 0,05 d -1 (a 20ºC), sendo = 1,024 usado para a correção da temperatura. Já o pode variar de 0,2 a 0,3 d -1 (a 20ºC), sendo = 1,047 usado também para ajuste da temperatura. pode variar de 0,0 a 0,2 d -1 (a 20ºC), e sendo = 1,074 o valor a ser utilizado para a correção deste parâmetro Cinética dos coliformes termotolerantes No caso da cinética dos coliformes termotolerantes, é usualmente utilizada a lei de Chick (Equação (3.27)), segundo a qual a taxa de remoção é diretamente proporcional à concentração de bactérias. 42

59 (3. 29) Onde: = número de coliformes (org/100 ml ou NMP Número Mais Provável por 100mL); = tempo (dia) e = coeficiente de decaimento bacteriano (dia -1 ). A integração da Equação (3.20) leva à fórmula para cálculo da concentração de coliformes em rios (reatores em fluxo pistão) após um tempo (Arceila, 1981; EPA,1985; Thomann e Mueller, 1987 apud Von Sperling, 2005). (3. 30) Onde: = contagem de coliformes no ponto inicial, da mistura (t=0) (NMP/100mL); N= contagem de coliformes após um tempo (NMP/100mL); = coeficiente de decaimento bacteriano (d -1 ) e = 0,5 a 1,5 d -1 (base e, 20 C) O efeito da temperatura pode ser formulado através da Equação 3.31: (3. 31) Onde: = a uma temperatura qualquer (d -1 ); = a uma temperatura =20ºC (d -1 ); = temperatura da água (ºC) e = coeficiente de temperatura Um valor médio para, de acordo com Castagnimi (1977 apud Von Sperling, 2007) e Thomann e Mueller (1987 apud Von Sperling, 2007), é 1, Cinética do oxigênio dissolvido - OD A capacidade de um sistema se reaerar é função dos processos de advecção e difusão que ocorrem dentro do mesmo e das fontes internas de geração e remoção de oxigênio. O QUAL2E considera como principais fontes de geração a própria reaeração atmosférica, o oxigênio contido no fluxo de entrada e a fotossíntese de algas. As fontes de remoção incluem a oxidação de matéria orgânica carbonácea e nitrogenada, a 43

60 respiração de algas e a demanda sedimentar de oxigênio. (FISCHER, 1995 apud PALMIERI, 2003). A cinética da reaeração pode ser representada por uma reação de primeira ordem. (Equação (3.32)) (3. 32) Onde: = déficit de oxigênio dissolvido diferença entre a concentração de saturação (C s ) e a concentração no dado instante (mg/l); = tempo (dia) e = coeficiente de reaeração (dia -1 ). A integração da equação 3.32, tendo D 0 em t = 0, resulta em: (3. 33) Reescrevendo a equação, tem-se: (3. 34) Onde: = déficit de oxigênio inicial (mg/l); = concentração de OD em tempo (mg/l). Segundo Von Sperling (2007), existem três formas para se estimar K 2 nas simulações do oxigênio dissolvido em um curso de água: Valores médios tabelados; Valores correlacionados com a vazão do curso de água; Valores em função das características hidráulicas do corpo de água (Quadro 11). A Equação 3.35 expressa a relação empírica entre a temperatura e o coeficiente de reaeração. 44

61 (3. 35) Onde: = a uma temperatura qualquer (d -1 ); K 220 = K 2a uma temperatura =20ºC (d -1 ); = temperatura da água (ºC); = coeficiente de temperatura e na Equação (3.35) o coeficiente tem o valor igual a 1,047 (EPA,1987). Quadro 11 - Valores de K 2 (d -1 ) segundo modelos baseados em dados hidráulicos do curso d água. (Adaptado de Von Sperling, 2007) Pode-se determinar os valores de correlacionando-os com a vazão do curso d água. A profundidade e velocidade estão associadas à vazão e, assim, por transitividade, está relacionada ao. A relação entre e pode ser descrita pela equação: (3. 36) Onde: = vazão (m 3 /s); e são os coeficientes da equação. 45

62 3.2.5 Modelo de Qualidade de Água - QUAL-UFMG Von Sperling (2007) desenvolveu uma adaptação ao modelo QUAL2E, o QUAL- UFMG, em planilha Excel, o qual permitiu aplicações simples e rápidas de modelagem de qualidade de água em rios. Os seguintes constituintes são passíveis de serem modelados pelo QUAL-UFMG: Demanda bioquímica de oxigênio Oxigênio dissolvido Nitrogênio total e sua fração orgânica, amoniacal, nitrito e nitrato Fósforo total e suas frações orgânicas e inorgânicas Coliformes termotolerantes (fecais) ou E.coli As simplificações na implementação do QUAL-UFMG, comparativamente ao QUAL2E, envolvem: a integração numérica pelo método de Euler, a desconsideração da dispersão longitudinal e a não inclusão da modelagem de algas e todas suas interrelações com os demais constituintes (VON SPERLING, 2007). O modelo é composto de quatro planilhas, a saber: FómulasCoefic - Planilha que contém todas as fórmulas utilizadas e os valores usuais dos coeficientes das equações utilizadas na modelagem (Figura 7); DiagramaUnifilar - Planilha destinada ao usuário detalhar o diagrama unifilar do rio que ele está modelando (Figura 8); RioPrincipal - Contém a modelagem do rio principal, onde os cálculos são processados e os resultados apresentados (Figura 9); Tributario1 - Caso seja modelado algum tributário do rio principal, esta planilha deverá ser utilizada e os resultados da simulação deverão ser transportados para a planilha Rio-Principal. Pode-se ter tantas planilhas Tributario1 quantos forem os tributários a se modelar (Figura 10). 46

63 Figura 7- Planilha QUAL-UFMG "FórmulasCoefic" Figura 8 - Planilha QUAL-UFMG "DiagramaUnifilar" 47

64 Figura 9 - Planilha QUAL-UFMG "RioPrincipal" Figura 10 - Planilha QUAL-UFMG "Tributário" 48

65 A Figura 11 representa as interações entre os parâmetros simulados pelo modelo QUAL-UFMG. Os retângulos cor laranja representam a troca com o sedimento. Figura 11 - Representação das inter-relações dos constituintes modelados (Adaptado de Von Sperling, 2007) Segundo Von Sperling (2007), O QUAL-UFMG possui uma estrutura bastante semelhante ao QUAL-2E, no entanto, é mais simplificado, uma vez que não modela algas e suas inter-relações com os demais constituintes. Esta simplificação foi feita porque o componente algal traz consigo uma maior complexidade e a dificuldade de se determinar os valores dos coeficientes de modelagem. Ademais, grande parte dos usuários do QUAL-2E não inclui este componente em modelagens de rios, mais importante em modelagens de sistemas lênticos. 49

66 4 CARACTERIZAÇÃO GERAL DA BACIA DO RIO PIRAQUARA 4.1 LOCALIZAÇÃO A bacia do rio Piraquara é parte da bacia hidrográfica do rio Acari, localizada na região norte do município do Rio de Janeiro. O rio Acari é tributário da margem direita do canal de Meriti que, por sua vez, deságua na caía da Guanabara. A localização da bacia do rio Acari no município do Rio de Janeiro está apresentada na Figura 12 e a Figura 13 apresenta a localização da bacia do rio Piraquara na bacia do rio Acari. A bacia do rio Piraquara tem área total de drenagem de 12,7 km² e abrange, total ou parcialmente, os bairros Realengo e Magalhães Bastos. Esta área concentra uma população de habitantes. Figura 12 - Localização da bacia do rio Acari no município do Rio de Janeiro. (Autoria própria) 50

67 Figura 13 - Localização da bacia do rio Piraquara na bacia do rio Acari. (Autoria própria) 4.2 HIDROGRAFIA A bacia do rio Piraquara contempla as bacias dos rios Piraquara, Caranguejo e do canal Serra do Mar, conforme apresentado na Figura 14. O rio Piraquara tem extensão total de metros e sua nascente localiza-se dentro do Parque Estadual da Pedra Branca, na serra do Barata e do Carrapato. Inicialmente, escoa em leito natural por uma região de floresta, em um talvegue de aproximadamente metros, adentrando a área urbana em igual condição natural, a partir de onde passa a ser canalizado. Segue em canal aberto por metros até as proximidades de sua foz, onde volta a escoar em leito natural no trecho dentro do Parque Nacional de Manutenção, em seus últimos 400 metros, até desaguar na margem direita do rio Acari, no trecho onde este recebe a denominação de rio Marangá ou Merinho. 51

68 Pontos de assoreamento são verificados, principalmente, após o desemboque do rio Caranguejo. A presença de ocupação irregular das margens é observada somente na porção montante. Figura 14 - Mapa de sub-bacias pertencentes à bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) O rio Piraquara tem por principal afluente o rio Caranguejo, que deságua em sua margem direita. O rio Caranguejo percorre um talvegue de metros desde o maciço da Pedra Branca e, tal como o Piraquara, é caracterizado por uma região de cabeceira em áreas de encosta não urbanizáveis com altas declividades, ao longo de metros de talvegue, seguida por uma região de baixada, em área urbana, com baixas declividades, com extensão de metros, sempre em seção aberta, seja em canal de concreto, no trecho jusante, ou de pedra argamassada, no trecho montante. (HIDROSTUDIO, 2013) A Figura 15 apresenta o perfil longitudinal do Rio Piraquara. 52

69 Figura 15 - Perfil longitudinal do rio Piraquara (Autoria própria) 4.3 USO DO SOLO A Figura 16 apresenta o mapa de uso do solo da bacia do rio Piraquara, produzido com base no trabalho de vetorização das classificações de uso e cobertura do solo da Cidade do Rio de Janeiro pelo Instituto Pereira Passos (IPP). O trabalho apresenta o uso do solo classificado em 16 níveis, divididos em dois grupos: áreas urbanizadas e áreas não urbanizadas. (IPP, 2014) Pode-se distinguir 3 grandes classes de uso de solos representativas na bacia do rio Piraquara, apresentadas em classes percentuais na Figura

70 Figura 16 - Mapa de uso do solo da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Classes de Uso do Solo (%) - Bacia do Rio Piraquara 45,00 40,00 35,00 30,00 25,00 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00 0,00 1,6 0,3 0,7 0,5 0,3 0,1 1,9 1,3 40,4 33,5 15,4 2,8 Figura 17 - Classes de uso de solo na bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Nota-se claramente que as áreas residenciais ocupam uma área significativa na bacia, ocupando 40,4% da área total. A classe de cobertura vegetal arbórea e arbustiva representa 33,5% da área, e é constituída por florestas, restingas, mangues, vegetação 54

71 capoeira e reflorestamentos. A terceira classe mais representativa é composta por cobertura gramíneo lenhosa (15,4%), áreas com vegetação rasteira, graminóides, situadas em planícies ou encostas e utilizadas ou não para atividades pastoris. É possível verificar que apenas 1,6% da bacia é composta por áreas agrícolas, que incluem horticulturas e fruticulturas. As favelas ocupam apenas 2,8% da área total. 4.4 TIPO DE SOLO A diversidade de tipos de solos é condicionada pelas formas e tipos de relevo, clima, material de origem, vegetação e organismos do solo. A Figura 18 apresenta o mapa de tipos de solos da bacia do rio Piraquara, produzido com base no atual Sistema Brasileiro de Classificação de Solos (EMBRAPA, 2006). Figura 18 - Mapa de tipos de Solo da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) 55

72 Pode-se distinguir 3 grandes classes de solos representativas (Figura 19). Há grande predominância dos Latossolos e Argissolos, que no conjunto se distribuem em mais de 90% da sub-bacia. Classes de Tipo de Solo (%) - Bacia do Rio Piraquara 0 % 8 % 43 % 49 % Área Urbana Latossolo Vermelho-Amarelo Argissolo Vermelho-Amarelo Planossolo Háplico Figura 19 - Classes de Tipos de Solo da bacia do Rio Piraquara. (Autoria própria) A classe de Planossolos apresenta como característica geral a presença de um tipo especial de horizonte B textural, com incremento de argila do A (ou E) para o B associado a cores acinzentadas ou escurecidas que refletem uma baixa permeabilidade. São solos de fertilidade baixa a alta, apresentando normalmente baixos teores de matéria orgânica e deficiência em fósforo. Os Latossolos Vermelho-Amarelos são solos com teores medianos de Fe 2 O 3, argilosos ou muito argilosos e não concrecionários. São profundos ou muito profundos, bem drenados, com textura argilosa, muito argilosa ou média. São solos ácidos a muito ácidos, com saturação de bases baixa e teor de alumínio trocável frequentemente alto. Solos desta classe também possuem boas condições físicas que, aliadas ao relevo plano ou suavemente ondulado, favorecem a utilização com diversas culturas climaticamente adaptadas. As principais limitações são a acidez elevada e a fertilidade química baixa. Requerem um manejo adequado com correção da acidez, adubação fertilizante e controle de erosão, sobretudo nos solos de textura média, que são os mais pobres e 56

73 susceptíveis à erosão. A deficiência de micronutrientes pode ocorrer, sobretudo nos solos de textura média. Os Argissolos Vermelho-Amarelos são solos que se caracterizam por apresentar gradiente textural, com nítida separação entre horizontes quanto à cor, estrutura e textura. Os teores de Fe 2 O 3 são normalmente baixos. São profundos a pouco profundos, moderadamente a bem drenados, com textura muito variável, porém com predomínio de textura média na superfície e argilosa em subsuperfície, com presença ou não de cascalhos. Devido à grande diversidade de características que interferem no uso agrícola, além da ocorrência nos mais variados relevos, é difícil generalizar, para a classe como um todo, suas qualidades e limitações ao uso agrícola. De uma maneira geral, pode-se dizer que os Argissolos são muito susceptíveis à erosão, sobretudo quando o gradiente textural é mais acentuado, presença de cascalhos e relevo mais movimentado com fortes declives. Nesse caso, não são recomendáveis para agricultura, prestando-se para pastagem e reflorestamento ou preservação da flora e fauna. Quando localizados em áreas de relevo plano e suavemente ondulado, esses solos podem ser usados para diversas culturas, desde que sejam feitas correção da acidez principalmente quando se tratar de solos distróficos ou álicos e adubação. 4.5 GEOLOGIA A Figura 20 apresenta o mapa geológico da bacia do rio Piraquara. É possível verificar que a região urbanizada é composta por solos de aluvião, concentrações de solos constituídas pela ação da água ou vento, sendo que os materiais mais comuns encontrados neste tipo de depósito são as areias, argilas e cascalhos. Normalmente solos de aluvião são localizados ao longo de rios, principalmente nas suas confluências ou em suas planícies de inundação. (IPP, 2014) 57

74 Nota-se na Figura 21 que as classes Gnaisse Bandado e Biotita Gnaisse representam juntas 60% da área total da bacia. Os gnaisses são rochas em que os feldspatos perfazem mais de 20% do volume. Essa estrutura normalmente é caracterizada por bandamento composicional, sendo bandas claras, mais ricas em quartzo e feldspato e alternadas com bandas mais escuras, por conter maior teor de minerais máficos. Figura 20 - Mapa geológico da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) 58

75 Classes Geológicas (%) - Bacia do Rio Piraquara 23 % 36 % 37 % 4 % Aluvião Gnaisse Bandado (Archer) Biotita Gnaisse Granito Cinza Porfirítico (Granito Favela) Figura 21 - Classes geológicas da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) 4.6 GEOMORFOLOGIA Segundo Anjos (2011), os tipos de feições geomorfológicas são considerados unidades básicas do relevo e fundamentais para explicar o desenvolvimento das paisagens. As vertentes, também chamadas de encostas, nada mais são do que superfícies com um certo grau de inclinação, e são definidas como um elemento da superfície terrestre inclinado em relação à horizontal, que apresenta um gradiente e uma orientação no espaço. Dessa forma, podem ser classificadas de acordo com a sua curvatura no plano ou em perfil. Conceitua-se a curvatura no plano como a taxa de variação da declividade na direção ortogonal à da orientação da vertente e tem referência ao caráter divergente/convergente do terreno, enquanto a curvatura no perfil é conceituada como a taxa de variação da declividade na direção de sua orientação e está relacionada ao caráter convexo/côncavo do terreno, sendo decisiva na aceleração ou desaceleração do fluxo da água sobre o mesmo. 59

76 Figura 22 - Mapa geomorfológico da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) A Figura 22 apresenta o mapa geomorfológico da bacia do rio Piraquara. É evidente que a grande parte da área urbana encontra-se em área plana (42%), como pode ser verificado na porcentagem de classes geomorfológicas representativas na Figura 23. As vertentes côncavas - convergentes e convexas - divergentes são, após as áreas planas, as duas classes geomorfológicas mais representativas da bacia, constituindo 28% e 14%, respectivamente. 60

77 Classes Geomorfológicas (%) - Bacia do Rio Piraquara Vertentes Convexas - Divergentes 14,2 Vertentes Convexas - Convergentes 9,7 Vertentes Côncavas - Divergentes 2,5 Vertentes Côncavas - Convergentes 27,6 Topos de Elevação Talvegues Escarpas Naturais 1,2 0,1 2,4 Área Plana 42,4 0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 45,0 Figura 23 - Classes geomorfológicas da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) 4.7 POLUIÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO Grande atenção à poluição difusa tem sido dada em países desenvolvidos, onde os problemas relacionados à poluição pontual já foram bem equacionados. Entretanto, no Brasil, e em particular na bacia do Piraquara, há muito a ser feito em termos de poluição pontual oriunda de residências. A Análise e Qualificação Sócio-ambiental do Estado do Rio de Janeiro, para o seu Zoneamento Ecológico Econômico, mostra que, além do despejo de esgotos domésticos in natura, outros aspectos determinantes da deterioração das águas são: (ZEERJ, 2008) A ocupação desordenada da faixa marginal, provocando enchentes e deslizamentos; Despejos industriais oriundo de indústrias de bebidas, de produtos alimentícios, têxtil, de movelaria, de equipamentos de uso industrial e de confecções; Desmatamentos e queimadas, que também desempenham papel relevante neste quesito. Em visita à bacia, realizada em 2014, pôde-se comprovar a existência de alguns destes fatores causadores da degradação, como a ocupação nas encostas dos rios. É importante 61

78 ressaltar ainda a grande quantidade de resíduos sólidos lançada diretamente nos corpos hídricos da região. 4.8 ENQUADRAMENTO DA BACIA DO RIO PIRAQUARA O Estado do Rio de Janeiro não possui legislação específica de classificação das águas e enquadramento de todos os seus corpos hídricos, utilizando, por isso, o sistema de classificação e as recomendações da resolução CONAMA 357/05, de 17 de março de O Plano Diretor de Recursos Hídricos da Região Hidrográfica da Baía de Guanabara (RHBD) apresentou uma proposta de enquadramento dos rios da RHDB. A Figura 24 ilustra o resultado desta proposta para a bacia do rio Piraquara. (CONSÓRCIO ECOLOGUS-AGRAR, 2005) Pode-se observar que, na bacia do rio Piraquara, somente as nascentes dos rios Piraquara e Caranguejo, nos trechos anteriores à ocupação urbana, foram enquadradas na Classe 2, que, de acordo com o Plano, refere-se aos cursos d água que devem ser preservados para utilização em abastecimento doméstico, com tratamento convencional, em irrigação de hortaliças e fruteiras e criação de peixes. Nessas áreas, admite-se a implantação de atividades econômicas, inclusive com lançamento de efluentes nos cursos d água, desde que respeitados os limites desta Classe, conforme determinado na resolução 357/05 do CONAMA. É possível observar também que grande parte do rio Piraquara e do rio Caranguejo foi enquadrada na Classe 3 que, segundo o Plano, representa trechos fluviais que atravessam áreas com ocupação urbana pouco intensa e que já apresentam um certo grau de degradação, cujas águas poderão ser utilizadas para finalidades menos exigentes, como dessedentação de animais, irrigação de culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras e indústrias não alimentícias. 62

79 Figura 24 - Proposta de enquadramento do Plano Diretor de Recursos Hídricos da RHBG. (Autoria própria) O trecho final do rio Piraquara, posterior ao encontro com o rio Caranguejo, foi enquadrado na Classe 4, que, de acordo com o Plano, corresponde a um trecho fluvial que atravessa áreas com ocupação urbana intensa e que já apresenta um alto grau de degradação. A Classe representa cursos d água utilizados geralmente para assimilação e transporte de efluentes domésticos e de indústrias, e não têm previsão de uso como fonte de abastecimento para qualquer atividade humana e, portanto, devem ter a sua qualidade preservada apenas no sentido de manter sua harmonia paisagística. Dessa forma, é importante ressaltar que a proposta entra em conflito com o conceito de preservação ambiental, uma vez que recomenda para o enquadramento da bacia do rio Piraquara classes em que o corpo hídrico já encontra-se em algum estado de degradação. Sendo a baía de Guanabara o corpo receptor final dos rios pertencentes a esta bacia hidrográfica, tal proposta de enquadramento não contribui com os esforços de preservação já implantados e com a pressão da sociedade para melhoria da qualidade da água da baía. 63

80 4.9 ESGOTAMENTO SANITÁRIO NA BACIA DO RIO PIRAQUARA O crescimento da população da bacia do rio Piraquara não foi acompanhado de infraestrutura de saneamento, com coleta e tratamento adequado destes efluentes. A Figura 25 ilustra a situação do sistema de esgoto sanitário na bacia do rio Piraquara. Atualmente, há poucas redes de esgoto na bacia, e as mesmas encaminham seus efluentes para os rios da bacia, não havendo tratamento prévio ao lançamento. Na maior parte dos casos, as residências sem coleta e tratamento enviam o esgoto diretamente para o sistema de drenagem, que encaminha os efluentes para os rios da região. Figura 25 - Mapa de redes de esgoto existentes na bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) Em janeiro de 2012, a Prefeitura Municipal do Rio de Janeiro assinou um contrato de concessão de esgoto da zona oeste do Município. A Foz Águas 5 é a concessionária responsável pelos serviços de esgotamento sanitário e gestão comercial, por um período da concessão de 30 anos. Serão investidos R$ 2,6 bilhões ao longo do período de concessão, sendo que R$ 1,8 bilhão nos primeiros 10 anos. Trata-se de uma das maiores concessões do gênero já realizadas no país. Serão construídos km de redes e 10 estações de tratamento de esgoto na região. 64

81 A Figura 26 apresenta o projeto de redes coletoras de esgoto da Concessionária para a bacia do rio Piraquara. De acordo com a Concessionária, a previsão de ampliação do sistema de coleta de esgoto para a região é para ser concluído em dezembro de Os interceptores projetados serão assentados ao longo dos rios e encaminharão os esgotos para a Estação de Tratamento Constantino Arruda Pessôa, existente no bairro de Deodoro, localizada após a confluência do rio Piraquara com o rio Marangá. Atualmente, a estação opera com capacidade de 105 L/s e possui tratamento secundário, composto por tanque de aeração, decantador secundário e digestor aeróbio de lodo. A capacidade prevista da ETE após a ampliação é de 1500 L/s para o ano de Figura 26 - Mapa de redes de esgoto projetadas para a bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) 65

82 5 METODOLOGIA 5.1 PLANO DE MONITORAMENTO Pontos de amostragem Não foi encontrado nenhum histórico de monitoramento de qualidade de água e medição de vazão na bacia do rio Piraquara. Dessa forma, com a finalidade de alcançar com efetividade os objetivos específicos traçados nesse trabalho, montou-se um plano de monitoramento na bacia do rio Piraquara. Visando analisar a qualidade atual do rio Piraquara e a influência do canal Serra do Mar e do rio Caranguejo na qualidade da água do rio Piraquara, foram definidos seis (06) pontos de monitoramento, sendo 4 pontos no rio Piraquara (P1, P2, P4 e P6), um (01) ponto no canal Serra do Mar (P3) e um (01) ponto no rio Caranguejo (P5), como pode ser observado na Figura 27. A Tabela 1 apresenta a localização dos pontos monitorados. Figura 27 - Mapa de monitoramento da bacia do rio Piraquara. (Autoria própria) 66

83 Tabela 1 - Localização dos pontos de monitoramento na bacia do rio Piraquara (Autoria própria) Ponto Rio/Canal Endereço Coordenadas P1 Piraquara Reserva da Pedra Branca/ Núcleo Piraquara: Fim da Rua do Governo, s/n. P2 Piraquara Rua Iguarim (ponto onde o Rio Piraquara cruza a rua) P3 Serra do Mar Rua Açú (ponto onde o Canal da Serra cruza a rua) P4 Piraquara Av. Pedro da Cunha, esquina com a Rua Sodrélia P5 Caranguejo Rua Santo Inácio, esquina com a Rua Aníbal Estêves P6 Piraquara Rua Ten. Coronel Cunha, esquina com a Rua Major Parentes O primeiro ponto de monitoramento (P1) localiza-se dentro do Parque Estadual da Pedra Branca, local onde se encontra a nascente do rio Piraquara. Este ponto foi definido para que pudessem ser conhecidas as características do rio Piraquara em um trecho próximo à nascente, ainda sem a influência da ocupação urbana na qualidade da água (Figura 28). O segundo ponto (P2) está localizado no rio Piraquara, a montante do encontro com o canal Serra do Mar. (Figura 29) A Figura 3 apresenta o terceiro ponto de monitoramento (P3), localizado no ponto mais a jusante do canal Serra do Mar, próximo ao deságue no rio Piraquara. A escolha deste ponto objetivou determinar o impacto do canal Serra do Mar na qualidade de água do rio Piraquara. (Figura 30) O quarto ponto de monitoramento (P4) localiza- se no rio Piraquara, a montante do encontro com o rio Caranguejo. (Figura 31) O quinto ponto (P5) está situado no rio Caranguejo, no ponto mais a jusante do encontro com o rio Piraquara. A escolha deste local objetivou analisar a contribuição do rio Caranguejo na qualidade de água do rio Piraquara. (Figura 32) O sexto ponto de monitoramento (P6) está a jusante do rio Piraquara, ao final da ocupação urbana, próximo ao deságue no rio Marangá. (Figura 33) 67

84 Figura 28 - Ponto de monitoramento 1 (P1), no rio Piraquara (Autoria própria) Figura 29 - Ponto de Monitoramento 2 (P2), no rio Piraquara (Autoria própria) 68

85 Figura 30 - Ponto de Monitoramento 3 (P3), no canal Serra do Mar (Autoria própria) Figura 31 - Ponto de Monitoramento 4 (P4), no rio Piraquara (Autoria própria) 69

86 Figura 32 - Ponto de Monitoramento 5 (P5), no rio Caranguejo (Autoria própria) Figura 33 - Ponto de Monitoramento 6 (P6), no rio Piraquara (Autoria própria) 70

87 5.1.2 Parâmetros de monitoramento Para o monitoramento da qualidade de água, foram selecionados diversos parâmetros físicos, químicos e biológicos, conforme Quadro 12. A seleção foi feita tendo como base as variáveis de qualidade de água utilizadas no modelo QUAL-UFMG e na metodologia de cálculo do Índice de Qualidade de Água do National Sanitation Foundation (IQA NSF ). Quadro 12 - Parâmetros de monitoramento (Autoria própria) IQA QUAL- Parâmetros UFMG Físicos Temperatura (graus C) x x Sol. Diss. Total (mg/l) x Turbidez (UNT) x Químicos OD (mg/l) x x ph x N-org (mg/l) x N-amon (mg/l) x N-nitrito (mg/l) x N-nitrato (mg/l) x x P-org (mg/l) x x P-inorg (mg/l) x x DBO (mg/l) x x Biológicos Coli Termo (NMP/100mL) x x Ao todo foram realizadas 12 campanhas de amostragem, que ocorreram semanalmente entre os meses de outubro e dezembro de 2014, período atipicamente seco no município do Rio de Janeiro, conforme representado na série histórica de precipitação da estação hidrológica Guadalupe, localizada no rio Acari (Figura 34). É possível notar que, nos meses monitorados, a precipitação foi menor do que em todo o histórico da estação. 71

88 Precipitação (mm) Dados comparativos da série histórica de precipitação da estação hidrológica Guadalupe, localizada no Rio Acari, Rio de Janeiro/RJ Coordenadas: LAT: 22º50'55,04"S S LON: 43º22'13,09"W jan fev mar abr mai jun jul ago set out nov dez Figura 34 - Dados comparativos da série histórica de precipitação da estação hidrológica Guadalupe (Adaptado de INEA, 2015) Ressalta-se que nas 03 (três) primeiras coletas não foram analisados os parâmetros de Nitrogênio Orgânico, Nitrogênio Amoniacal, Nitrito, Fósforo Orgânico e Fósforo Inorgânico. A coleta e preservação de amostras foi realizada com base no Guia Nacional de Coleta e Preservação de Amostra, cujos critérios são apresentados no Quadro 13, e as análises foram efetuadas por meio das metodologias indicadas no Quadro 14 pelo Centro de Biologia Ambiental Oceanus, em seu laboratório Hidroquímica. As amostras foram de tipo simples e coletadas no turno matutino. Quadro 13 - Frascos de coleta, volume mínimo necessário preservação e prazo para análise (continua) (Fonte: CETESB, 2012) Espécie de Interesse Série de Sólidos Frasco de Coleta Volume de Amostra Preservação/ Estocagem da Amostra Polietileno ou vidro ml Refrigerar a 4±2 C 07 dias Prazo para Análise Turbidez Polietileno ou vidro 200 ml Refrigerar a 4±2 C 48 horas Oxigênio Dissolvido Vidro de boca estreita e tampa esmerilhada 300 ml 2 ml de sulfato manganoso e 2 ml de reagente alcaliiodeto azida 8 horas (preferencialmente medida em campo com aparelho portátil) 72

89 ph Polietileno ou vidro 200 ml Refrigerar a 4±2 C Nitrogênio Kjeldahl Total Nitrogênio Orgânico Nitrogênio Amoniacal Nitrogênio Nitrato Nitrogênio Nitrito Polietileno ou vidro Polietileno ou vidro Polietileno ou vidro 500 ml 1000mL 500 ml H2SO4 até ph<2, Refrigerar a 4±2 C H2SO4 até ph<2, Refrigerar a 4±2 C H2SO4 até ph<2, Refrigerar a 4±2 C 06 horas (preferencialmente medida em campo) 28 dias 24 horas Polietileno ou vidro 100 ml Refrigerar a 4±2 C 48 horas Polietileno ou vidro 100 ml Refrigerar a 4±2 C 48 horas Fosfato Total Polietileno ou vidro 100 ml H2SO4 até ph<2, Refrigerar a 4±2 C Recomendável 7 dias Tolerável 28 dias 28 dias Fosfato (orto) Polietileno ou vidro 200 ml Refrigerar a 4±2 C 48 horas Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) Polietileno ou vidro ml Refrigerar a 4±2 C Recomendável 24 horas Tolerável 7 dias Quadro 14 - Métodos de análises dos parâmetros (Fonte: SMEWW, 2012) Parâmetros Métodos de análises Temperatura (graus C) SMEWW B Laboratory and Fiel Sol. Diss. Total (mg/l) SMEWW 2540 C. - Total Dissolved Solids Dried at 180ºC Turbidez (UNT) SMEWW 2130 B. Nephelometric Method OD (mg/l) Medidor de ph (Multiparâmetro) Multímetro digital 6 1/2 Digitos, EL-022 Termohigrômetro digital, EL-003 ph Termômetro digital, EL-147 N-org (mg/l) SMEWW 4500-N org A. N-amon (mg/l) SMEWW 4500 NH3- F - Phenate Method N-nitrito (mg/l) SMEWW 4500 NO2- B. - Colorimetric Method N-nitrato (mg/l) SMEWW 4500 NO3-D. - Nitrate Electrode Method SM 22 Ed P E - Ascorbic Acid Method P-org (mg/l) SMEWW 22nd Edition SM 22 Ed P E - Ascorbic Acid Method P-inorg (mg/l) SMEWW 22nd Edition Fosfato (mg/l) SMEWW 4500-P E - Ascorbic Acid Method DBO (mg/l) SMEWW 5210-B. - 5-Day BOD Test Coli Termo (NMP/100mL) SMEWW 9221 E 73

90 5.1.3 Medição de Vazão e Características Hidráulicas As vazões dos rios nos 6 pontos de monitoramento (P1 a P6) foram estimadas com apoio da Consultoria em Estudos e Monitoramentos Ambientais Sea Projects. Devido à profundidade e vazão dos rios serem muito baixas, o fluxo de água não permite a utilização de aparelhos convencionais de medição de vazão, como o método acústico (Acoustic doppler current profiler ADCP) e com auxílio de molinete, portanto foram utilizados o método volumétrico para o P1 e o método com flutuador para os pontos P2 a P6. O método volumétrico, utilizado para verificação da vazão no ponto P1, consistiu em se medir o tempo necessário para o enchimento de um reservatório de volume conhecido e a vazão foi obtida pela divisão do volume coletado pelo tempo medido. A estimativa da velocidade com o uso de flutuador utilizada para os pontos P2 a P6, é considerada pelo Guia Nacional de Coleta e Preservação de Amostras como uma alternativa simples e rápida, aceitável no caso de escoamentos com velocidades extremamente baixas, em que o uso de molinete seja inviável. Segundo o Guia, o método é aplicado em um trecho de curso d água retilíneo onde um flutuador é posicionado em seu eixo central, em um pequeno trecho antes de se iniciar a cronometragem, para que o objeto adquira a mesma velocidade da água que o circunda. A velocidade superficial é obtida dividindo-se a distância percorrida pelo tempo medido. (CETESB, 2012) Para o cálculo da velocidade média na seção utilizou-se o fator de correção indicado por (MOREIRA et al., 2001) em função dos tipos de materiais dos canais tendo em vista os diferentes valores de resistência (atrito) sobre a água em movimento, conforme indicado no Quadro

91 Quadro 15 - Fatores de correção da velocidade em função das características dos canais (Fonte: Moreira, 2001) Característica dos canais Fatores de correção sobre a velocidade superficial Canais com paredes lisas (cimento, azulejo, etc.) 0,85 a 0,95 Canais com paredes pouco lisas (terra) 0,75 a 0,85 Canais com paredes irregulares com vegetação no fundo 0,65 a 0,75 A vazão foi calculada como o produto da área da seção transversal de escoamento pela velocidade média de escoamento. A área da seção transversal de escoamento foi calculada com base nas dimensões de profundidade e de largura do canal medidas nos pontos estabelecidos (P1 a P6) Cálculo do IQA Para o cálculo do índice de qualidade de água foi utilizada a metodologia do IQA NSF já apresentada nesse trabalho. O uso de planilhas eletrônicas fornecidas pelo INEA permitiu a realização dos cálculos de forma mais rápida e automatizada. O IQA NSF foi gerado para cada uma das 09 (nove) coletas realizadas 1 nos 06 (seis) pontos de monitoramento ao longo do curso d agua, totalizando 54 IQA NSF. Os 09(nove) resultados do IQA para cada ponto de monitoramento foram agrupados em um gráfico de pizza que representa as categorias de resultados (excelente, boa, média, ruim e muito ruim). Por fim, os gráficos de pizza com a composição dos percentuais dos resultados do IQANSF, calculados para o período entre outubro e dezembro de 2014, foram dispostos 1 As 03 (três) primeiras coletas das 12 (doze) foram desconsideradas por não conterem todos os paramentos necessários para o cálculo do Índice. 75

92 em um mapa temático criado por meio do arranjo de dados e elementos no software ARCGIS MODELAGEM DE QUALIDADE DE ÁGUA DO RIO PIRAQUARA Trecho Modelado O trecho modelado do rio Piraquara possui um comprimento total de 6,3 quilômetros, iniciando no ponto de monitoramento 01 (P1) e terminando no local de deságue no rio Marangá, logo após o ponto de monitoramento 06 (P6), conforme ilustrado na Figura 35. Figura 35 - Trecho de modelagem do rio Piraquara. (Autoria própria) Para a modelagem, o trecho foi dividido em segmentos de 0,1 km. Desta forma, obtevese 63 segmentos de mesmo comprimento. O diagrama unifilar do trecho modelado é apresentado na Figura 36, que ilustra os tributários e pontos de monitoramento. 76

93 P 1: R io P rincipal (R io P iraquara) Q (m3/s) = 0,000 OD (mg/l) = 6,600 DBO (mg/l) = 6,615 N-org (mg/l) = 0,880 N-amon (mg/l) = 0,030 N-nitrito (mg/l) = 0,010 N-nitrato (mg/l) = 0,220 Segmento s P-org (mg/l) = 0,145 1 P1 P-inorg (mg/l) = 0,150 2 Coli (NM P/100mL) = 4,78E P P 3: T ributário 1 (C anal Serra do M ar) 14 Q (m3/s) = 0,036 P3 15 OD (mg/l) = 1,03 16 DBO (mg/l) = N-org (mg/l) = 20,6 18 N-amon (mg/l) = 18,1 19 N-nitrito (mg/l) = 0,0 20 N-nitrato (mg/l) = 0,4 21 P-org (mg/l) = 0,65 22 P-inorg (mg/l) = 4,29 23 Coli (NM P/100mL 1,60E Segmentos que recebem 35 vazão distribuída de esgoto P P 5: T ributário 2 (R io C aranguejo ) 41 Q (m3/s) = 0,265 P5 42 OD (mg/l) = 0,81 43 DBO (mg/l) = N-org (mg/l) = 29,6 45 N-amon (mg/l) = 20,2 46 N-nitrito (mg/l) = 0,0 47 N-nitrato (mg/l) = 0,8 48 P-org (mg/l) = 3,19 49 P-inorg (mg/l) = 3,14 50 Coli (NM P/100mL 1,60E P F o z do R io P iraquara no R io M arangá Figura 36 - Diagrama unifilar do trecho modelado do rio Piraquara (Autoria própria) 77

94 5.2.2 Vazão Distribuída de Esgoto As vazões de esgoto foram calculadas através da Equação (5.1): (5. 1) Onde: = vazão efluente (1/s); = coeficiente de retorno (adimensional); = número de habitantes da cidade; = taxa de consumo médio de água per capita (I/hab. dia). Para o coeficiente de retorno ( ) foi adotado o valor de 0,8. Para a taxa de consumo médio de água per capita ( ) foi utilizado o valor de 329,78 1/hab.dia, conforme indicado no Diagnóstico dos Serviços de Água e Esgotos 2013, efetuado pelo Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento (SNIS) para o município do Rio de Janeiro. (BRASIL, 2014). Para a determinação do número de habitantes ( ) foi utilizada a divisão do rio Piraquara em 08 (oito) sub-bacias, conforme definido no Plano Diretor de Manejo de Águas Pluviais da Cidade do Rio de Janeiro (HIDROSTUDIO, 2013), ilustrado na Figura 37. A população em cada uma das bacias foi calculada por meio do cruzamento dos setores censitários com os limites de bacia, resultando numa densidade populacional por bacia. 78

95 A partir das 08 (oito) sub-bacias utilizou-se o aplicativo SIG de cálculo de estimativa populacional para o planejamento urbano na cidade do Rio de Janeiro, desenvolvida pelo Instituto Pereira Passos (IPP). A ferramenta é capaz de estimar a população de uma determinada zona a partir da soma dos valores de população de cada pixel contido nesta mesma zona, utilizando a base de dados do Censo 2010 do IBGE, na escala de setor censitário. A ferramenta elimina na contagem de população as áreas vazias, ou seja, áreas onde é sabido não haver ocupação por moradias 2. Como resultado, chega-se a uma base aproximada da área efetivamente ocupada de cada setor censitário da cidade do Rio de Janeiro, atribuída da informação de número de habitantes por m² (SILVA et al., 2013). Figura 37 - Mapa de sub-bacias pertencentes à sub-bacia do Rio Piraquara. (Autoria própria) 2 A partir do mapa de uso do solo (ano 2010, o mesmo da base de dados do Censo), o aplicativo elimina o grupo Áreas não urbanizadas e as Classes de uso Áreas de exploração mineral, Áreas de lazer e Áreas de transporte (Fusco, Costa & Gahyva, 2012). 79

96 Considerando que a estimativa populacional teve como base o Censo do ano de 2010, e a calibração do modelo utilizou dados do ano de 2014, foi necessário fazer uma atualização dos valores. Para determinar a taxa média geométrica anual de crescimento da bacia do rio Piraquara, foi realizada uma média ponderada das taxas geométricas anuais de crescimento dos bairros de Realengo e Magalhães Bastos (Quadro 16). Dessa forma, obteve-se uma taxa de 0,277% ao ano. Quadro 16 - Taxa de crescimento populacional por bairro (Adaptado de Engecorps, 2010) Bairro Taxa de crescimento adotada (%) (taxa geométrica anual) Magalhães Bastos 2,26 Realengo 0,17 Definido o número inteiro de segmentos em cada sub-bacia foram determinadas a vazão de esgoto por segmento, dividindo a vazão de cada sub-bacia pelos respectivos números de segmentos. Os resultados estão apresentados na Tabela 2. Tabela 2 Critérios adotados na determinação da vazão distribuída de esgoto por segmento Sub-bacias do Rio Piraquara População 2010 (hab) População 2014 (hab) Vazão por subbacia (m³/s) Número ajustado de segmentos Vazão distribuída de esgoto por segmento (m³/s) SB-1a , ,54723E-05 a SB-1b , , SB-3a , , SB-3b , , SB , , SB-8a , , SB-8b , , SB-8c , , Total , OBS.: a) A vazão distribuída de esgoto para a sub-bacia SB-1a inserida no modelo considerou a vazão de toda a sub-bacia no último segmento, uma vez que é neste trecho que inicia-se a ocupação populacional desta sub-bacia. A vazão de infiltração não foi considerada neste trabalho, uma vez que as redes de esgoto existentes são muito poucas na área de estudo. 80

97 5.2.3 Concentrações Características dos Esgotos As concentrações dos parâmetros do esgoto foram adotadas utilizando-se a faixa típica de concentração nos esgotos sanitários, apresentadas na Quadro 17. Para a concentração do oxigênio dissolvido, adotou-se o valor de 0 mg/l de OD. Quadro 17 - Características físico-químicas dos esgotos sanitários. (Adaptado de Von Sperling, 2005) Parâmetro Concentração Unidade Faixa Adotado DBO5 mg/l Nitrogênio Total mgn/l Nitrogênio Orgânico mgn/l Amônia mgnh3-n/l Nitrito mgno2-n/l ~ 0 0 Nitrato mgno3-n/l Fósforo Total mgp/l Fósforo Orgânico mgp/l Fósforo Inorgânico mgp/l Coliformes Termotolerantes org/100ml Vazão Distribuída Incremental Nesta metodologia simplificada, considerou-se que a vazão total verificada no monitoramento inclui a vazão de esgoto 3 e a vazão incremental, conforme apresentado na Equação (5.2) (5.2) Onde: Qt = vazão total da sub-bacia (m³/s); 3 A vazão de esgoto é distribuída, não sendo considerada vazão de esgoto pontual. 81

98 Qes = vazão de esgoto calculada para a sub-bacia (m³/s); Qin = vazão incremental da sub-bacia (m³/s); Ressalta-se que os rios em estudo possuem vazões muito baixas, e todo o volume de esgoto produzido na região é lançado nos mesmos, o que aumenta significativamente a vazão desses rios. A vazão de esgoto foi calculada conforme apresentada no tópico anterior (5.5.2). Para o cálculo da vazão incremental, dividiu-se a bacia do rio Piraquara em 3 trechos do percurso modelado, conforme observa-se na Figura 38 e Quadro 18. Figura 38 - Trechos do rio Piraquara modelados para a vazão incremental. (Autoria própria) Quadro 18 - Descrição e localização dos trechos para definição da vazão incremental Trecho Descrição Localização Trecho 01 (T1) Do início do modelo até o canal Serra do Mar. Do P1 ao P2 Trecho 02 (T2) Entre o canal Serra do Mar e o rio Caranguejo Do P2 ao P4 Trecho 03 (T3) Entre o rio Caranguejo e rio Marangá Do P4 ao P6 82

99 A vazão incremental de cada trecho foi calculada pela diferença de vazão medida no ponto a jusante e a montante, subtraída da vazão de esgoto calculada para cada trecho e descontada a vazão do tributário existente no trecho. Assim, as vazões incrementais foram calculadas a partir da Equação (5.3). (5.3) Onde: Qin = vazão incremental do trecho (m³/s); Qmj = vazão medida no ponto a jusante do trecho (m³/s); Qmm = vazão medida no ponto a montante do trecho (m³/s); Qtr= vazão medida do tributário Qes = vazão de esgoto calculada para o trecho (m³/s); A vazão incremental por segmento foi calculada para cada trecho dividindo-se pelo número de segmentos de cada trecho, conforme se observa na Tabela 3. Tabela 3 - Critérios adotados para determinação da vazão incremental por segmento Trecho Subbacias Vazão medida a jusante (Qmj) (m³/s) Vazão medida a montante (Qmm) (m³/s) Vazão medida do tributário (Qtr) (m³/s) Vazão de esgoto do trecho (Qes) (m³/s) Vazão incremental do trecho (Qin) (m³/s) Número de segmentos do trecho Vazão incremental por segmento (m³/s) T1 T2 T3 SB-1a SB-1b SB-3a SB-3b SB-4 SB-8a SB-8b SB-8c 0,0279 0,0001-0,009 0, ,002 0,5388 0,0279 0,0362 0,124 0, ,013 1,0353 0,5388 0,2652 0,047 0, ,008 83

100 5.2.5 Concentrações Características das Vazões Incrementais Para a concentração dos parâmetros das vazões incrementais, foram utilizados os limites da Classe 2 estabelecidos pela Resolução nº. 357/2005 do CONAMA, conforme o Quadro 19. Para essa assunção, analisaram-se as concentrações da vazão incremental das bacias do canal Serra do Mar e do rio Caranguejo e constatou-se que as mesmas estão entre os limites da Classe 2 definidos para as águas doces, de acordo com a Resolução. Quadro 19 - Limites das concentrações dos parâmetros utilizados nas Classe 2 (Fonte: CONAMA, 2005) Parâmetro Concentração OD (mg/l) 5 DBO 5 (mg/l) 5 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) 3,7 Nitrito (mg/l) 1 Coliformes Termotolerantes (NMP/100ml) 1000 Como a Resolução não apresenta valores limite de concentração para o Nitrogênio Orgânico, Fósforo Orgânico e Inorgânico, foram adotadas as concentrações de vazão incremental utilizados por De Paula (2011), conforme apresentado no Quadro 20. Para a concentração do Nitrato, também foi utilizado o valor encontrado na literatura. Quadro 20 - Limites das concentrações dos parâmetros utilizados. Parâmetro Concentração Nitrogênio Orgânico (mg/l) 1 Nitrato (mg/l) 1 Fósforo Orgânico (mg/l) 0,01 Fósforo Inorgânico (mg/l) 0, Características Hidráulicas As características hidráulicas do trecho modelado foram definidas a partir da medição de profundidade, largura e vazão nos pontos de monitoramento já indicados (P1 a P6). Para a estimativa de profundidade e largura de cada segmento assumiu-se que o incremento dos mesmos segue uma relação linear. 84

101 5.2.7 Validação A validação, feita após a calibração, tem por objetivo confirmar o ajuste dos parâmetros obtidos na calibração do modelo. Essa etapa foi realizada utilizando a mediana das 3 ultimas campanhas de coleta que ocorrerem entre 15/12 a 29/12/ Simulação da qualidade da água Após a validação, o modelo está pronto para ser utilizado de forma preditiva. Neste trabalho, foram realizadas simulações de intervenção na bacia do rio Piraquara, objetivando avaliar a magnitude dos ganhos na qualidade da água a partir da ampliação do atendimento à população pelo sistema de coleta de esgoto sanitário. As simulações realizadas no presente estudo foram estabelecidas com base no Plano Municipal de Saneamento Básico do Rio de Janeiro, que define metas de cobertura mínima do serviço de coleta de esgoto, conforme apresentado no Quadro 21. Quadro 21 - Cobertura mínima do serviço de coleta de esgoto (Adaptado de CONEN, 2010) ANO Cobertura % maior ou igual a: Dessa forma, foram feitas duas simulações visando o atendimento ao Plano de Metas para os anos de 2016 e 2030, cujos percentuais de cobertura mínima do serviço de coleta de esgoto são 75% e 90%, respectivamente (CONEN, 2010). Inicialmente, para a simulação das alternativas de intervenção na bacia, procurou-se utilizar vazões mais restritivas para a bacia do rio Piraquara, de forma a representar condições mais críticas de estiagem. Para isso, foram selecionadas três estações de monitoramento do INEA, atualmente desativadas, mas que foram objeto de estudo recente no Plano Estadual de Recursos Hídricos - PERHI-RJ. (COPPE, 2014) O PERHI-RJ elaborou estudos específicos para as séries de postos fluviométricos situados na região litorânea do Estado, operados pela ANA, Light, INEA e DNOS. Muito embora existam hoje estudos de regionalização de vazões já realizados para as bacias da região, a ausência de monitoramento contínuo dos cursos d água ao longo do 85

102 tempo e a inadequada distribuição espacial da rede de estações são as principais dificuldades para determinação da disponibilidade hídrica. Como resultado, independente da técnica utilizada, esses estudos produzem estimativas imprecisas, as quais refletem as lacunas de monitoramento nessas bacias. De uma forma geral, é possível observar que os dados disponíveis não sofreram anteriormente análises de consistência, apresentando erros grosseiros, imprecisões, períodos duvidosos e muitas falhas nas observações. (COPPE, 2014) As três estações utilizadas monitoram rios que aproximam-se da bacia em estudo pela proximidade geográfica, ocupação urbana e tamanho da área de drenagem de suas bacias. As estações escolhidas foram André Rocha e Estiva, pertencentes ao rio Grande, e a estação Avenida dos Industriários, pertencente ao rio Tindiba, afluente do rio Grande. (Tabela 4) Tabela 4 Área, Q 95% e Descarga específica (D) das estações utilizadas (Adaptado de COPPE, 2014) Estação Rio Área (km²) Q 95% (L/s) D (L/s.km²) André Rocha Grande ,6 Estiva Grande ,0 Av. dos Industriários Tindiba ,0 Desta forma, a Q 95% foi calculada para os mesmos pontos de monitoramento da calibração, por meio da relação entre suas áreas de drenagem (Equação 5.4). Qreg Areg Qest Aest (5.4) Onde: Qreg = vazão a ser regionalizada (m³/s); Qest = vazão da estação fluviométrica (m³/s); Areg = área a ser regionalizada (m²) Aest = área de drenagem da estação fluviométrica (m²). Feitos os cálculos, a regionalização da bacia do rio Piraquara utilizando os dados das três estações mostrou-se ineficaz, pelas razões seguintes: 86

103 1. A Q 95% calculada para o ponto inicial do trecho modelado resultou em um valor muito superior ao medido no monitoramento. 2. Para as 3 estações fluviométricas estudadas, a vazão de esgoto calculada nos trechos T2 e T3 mostrou-se muito superior à Q 95% incremental dos trechos. Vale ressaltar que a série histórica desses postos possui muitas falhas ao longo do tempo e a Q 95% foi calculada com base em dados de vazão da década de 80. Tendo em vista que os rios desta região são acrescidos das vazões de esgoto doméstico, o crescimento populacional altera significativamente as vazões que escoam pelos rios. Assim, a Q 95% pode não estar refletindo as condições atuais do rio Piraquara. Dessa forma, a regionalização para a bacia em estudo através das estações foi considerada ineficiente e assim foram utilizadas as mesmas vazões incrementais da calibração. Para essas duas simulações foram adotados ainda os seguintes critérios: As vazões de esgoto foram calculadas considerando o crescimento populacional para os anos de 2016 e 2030, considerando os respectivos percentuais do serviço de coleta. As vazões e concentrações dos tributários foram estabelecidas aplicando-se a mesma metodologia descrita anteriormente, utilizada para o rio Piraquara. Todos os demais critérios foram os mesmos para as duas simulações. 87

104 6 RESULTADOS E DISCUSSÃO 6.1 RESULTADOS DO PLANO DE MONITORAMENTO Parâmetros físicos, químicos e biológicos O Plano de monitoramento gerou uma série de dados composta por 14 (quatorze) parâmetros analisados em 12 (doze) campanhas de amostragem para cada um dos 06 (seis) pontos estabelecidos. As medianas dos resultados obtidos para cada parâmetro ao longo do monitoramento estão apresentadas na Tabela 5. Tabela 5 - Medianas dos parâmetros de qualidade de água monitorados Parâmetros P1 P2 P3 P4 P5 P6 OD (mg/l) 6,5 0,9 1,0 0,6 0,6 0,8 DBO (mg/l) N-org (mg/l) 1,2 45,6 25,1 27,1 28,8 16,7 N-amon (mg/l) 0,0 21,4 17,5 21,1 21,2 20,1 N-nitrito (mg/l) 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 N-nitrato (mg/l) 0,3 0,3 0,6 0,9 1,1 0,6 N-total (mg/l) 1,4 22,0 46,2 54,2 50,9 33,6 P-org (mg/l) 0,1 2,2 1,2 2,6 3,2 2,9 P-inorg (mg/l) 0,1 4,7 3,8 5,0 2,3 2,9 P-total (mg/l) 0,1 6,4 5,5 9,1 5,6 4,5 Coli Termo (NMP/100mL) 3,7E+03 > 1,6E+06* >1,6E+06* >1,6E+06* >1,6E+06* >1,6E+06* Turbidez (UNT) 2,1 47,6 48,8 54,0 57,1 24,8 ph 7,3 7,3 7,3 7,5 7,6 7,5 Temperatura (graus C) 23,2 29,3 28,6 28,9 28,9 29,1 Sol. Diss. Total (mg/l) Fosfato (mg/l) 0,1 8,5 8,4 12,7 12,5 10,4 * Superior ao limite de detecção Características hidráulicas As características hidráulicas medidas são apresentadas na Tabela 6, juntamente com os resultados de vazão calculada a partir dos fatores de correção sobre a velocidade mensurada. 88

105 Tabela 6 - Características hidráulicas Parâmetros P1 P2 P3 P4 P5 P6 Largura (m) 0,2 2,2 2,2 6,5 3,7 10,0 Profundidade (m) 0,01 0,08 0,05 0,22 0,22 0,32 Velocidade (m/s) 0,070 0,240 0,387 0,437 0,383 0,387 Fator de correção - 0,650 0,850 0,850 0,850 0,850 Velocidade corrigida (m/s) 0,070 0,156 0,329 0,371 0,326 0,329 Vazão (m³/s) 0,0001 0,0279 0,0362 0,5388 0,2652 1, Avaliação da Condição dos Recursos Hídricos Com o auxílio dos dados monitorados, analisou-se o cenário global da condição ambiental atual dos corpos hídricos estudados Análise dos Dados Monitorados Para ilustrar o comportamento de alguns parâmetros ao longo das campanhas de monitoramento foram gerados os gráficos da DBO, Turbidez, Fósforo total e Nitrogênio amoniacal, conforme se observa em: Figura 39, Figura 40, Figura 41 e Figura 42, respectivamente. Figura 39 - Concentração da DBO nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados 89

106 Figura 40 - Concentração da Turbidez nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados Figura 41 - Concentração do Fósforo Total nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados 90

107 Figura 42 - Concentração do Nitrogênio Amoniacal nas 12 amostras coletadas semanalmente nos pontos monitorados Diante desses resultados, verifica-se claramente que o ponto 1 (P1) apresenta melhor qualidade para os parâmetros analisados e isso se justifica tendo em vista ser o ponto mais próximo à nascente e encontrar-se a montante de interferência da ocupação urbana. Ao comparar os resultados obtidos com os limites estabelecidos pela resolução 357/05 do CONAMA para águas doces de Classe III (CONAMA, 2005) e com as características típicas do esgoto bruto (VON SPERLING, 2005), percebe-se que: Parâmetros como fósforo total e nitrogênio amoniacal apresentam concentrações bem acima do limite estabelecido para a Classe III (0,15 mg/l e 13,3 mg/l, respetivamente). Algumas amostras apresentam inclusive valores superiores às características usuais do esgoto (7, 0 mg/l e 25mg/L, respectivamente); As concentrações de DBO apresentaram valor muito superior ao limite de Classe III do CONAMA em todas as amostras, excetuando-se no P1; A turbidez apresentou valores mais altos nos tributários (P3 e P5) e no ponto monitorado do rio Piraquara entre os dois tributários (P4). 91

108 Análise do IQA NSF Os mapas temáticos produzidos nesse trabalho associam informações sobre a localização dos corpos hídricos que compõem a bacia do rio Piraquara e os resultados da aplicação do Índice de Qualidade de Água. Assim, é possível ter uma visão da variação espacial deste índice ao observar as proporções percentuais dos resultados nos pontos de amostragem. A seguir, está apresentado o mapa temático com a composição dos percentuais consolidados para o IQA NSF. (Figura 43) Figura 43 - Aplicação do IQA NSF na bacia do rio Piraquara (Autoria própria) Nota-se claramente a degradação do rio Piraquara ao longo do curso d água. Pode-se observar também que, mesmo num ponto anterior à ocupação urbana (P1), a qualidade da água do rio não é considerada Excelente. Em algumas coletas, o IQA NSF no ponto de monitoramento 1 (P1) apresentou resultados que classificam o trecho como Ruim. 92