Ampliação da rede de monitoramento qualiquantitativo

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RELATÓRIO PARCIAL

II

Período: Setembro - Outubro/2012

Caxias do Sul, Outubro 2012

Ampliação da rede de

monitoramento

quali-quantitativo das bacias

hidrográficas do município

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_____________________________________________________________________________________ Ampliação da rede de monitoramento quali-quantitativo das bacias hidrográficas de Caxias do Sul

UNIVERSIDADE DE CAXIAS DO SUL | INSTITUTO DE SANEAMENTO AMBIENTAL | AGÊNCIA DE PROJETOS

Equipe Técnica: Coordenação Geral

Prof. Dra. Vania Elisabete Schneider

Colaboradores

Prof. Dr. Irajá do Nascimento Filho Prof. Ms. Gisele Cemin

Técnicos do Instituto de Saneamento Ambiental Biól. Ms. Denise Peresin

Biól. Kira Lusa Manfredini

Eng. Amb. Taison Anderson Bortolin Bel. Ciência da Computação Marcio Bigolin

Bolsistas DTI-C do Instituto de Saneamento Ambiental Eng. Amb. Tiago Panizzon

Eng. Amb.Elis Marina Tonet Motta Quim. Lic. Ms. Gisele Bacarim

Monitores de Pesquisa do Instituto de Saneamento Ambiental Acad. de Eng. Quim. Gabriela Bavaresco

Acad. de Eng. Quim Gregori Guerra Acad. de Eng. Amb. Lisiane Costa

Acad. de Eng. Amb. Nathalia Cristina Viecelli Acad. de Eng. Amb. Sofia Helena Zanella Carra

Análises laboratoriais:

LAPAM – Laboratório de Pesquisas e Análises Ambientais

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O presente relatório apresenta as atividades relativas ao projeto “Ampliação de rede de

monitoramento quali-quantitativo das bacias urbanas do Município de Caxias do Sul”, em

vigência a partir de Julho de 2012, realizado pelo Instituto de Saneamento Ambiental da Universidade de Caxias do Sul.

Apresenta a nova rede de monitoramento com 30 pontos de amostragem em campo, os quais contemplam seis bacias hidrográficas (Rio Tega e a sub-bacia do Maestra, Arroio Belo, Arroio Pinhal, Arroio Faxinal, Rio Piaí), a partir de critérios como a proximidade às principais fontes de contaminação além de trechos nos quais pudesse ser avaliado o efeito de autodepuração dos cursos d’água.

Relata a metodologia a ser empregada na análise quali-quantitativa das bacias hidrográficas inseridas nos limites do município.

Por fim, mostra os resultados da primeira campanha realizada em setembro de 2012, juntamente com mapas temáticos que mostram a delimitação das bacias hidrográficas onde estão inseridos os pontos de amostragem d’água e os seus respectivos Índices de Qualidade da Água (IQA) e Estado Trófico (IET).

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1 - INTRODUÇÃO ... 4

2 - OBJETIVOS ... 6

3 - METODOLOGIA ... 7

3.1 Avaliação quantitativa dos recursos hídricos ... 7

3.2 Avaliação qualitativa dos recursos hídricos ... 8

3.3 Índices de Qualidade da Água ... 9

3.3.1 Índice de Qualidade de Água (IQA) ... 10

3.3.2 Índice de Estado Trófico (IET) ... 12

3.4 Rede de Amostragem ... 14

4 – SIGNIFICADO AMBIENTAL DE PARÂMETROS ... 22

4.1 Potencial Hidrogeniônico (pH) ... 22

4.2 Temperatura ... 23

4.3 Condutividade ... 24

4.4 Oxigênio Dissolvido (OD) ... 24

4.5 Demanda Bioquímica De Oxigênio (DBO) ... 25

4.6 Demanda Química de Oxigênio (DQO) ... 26

4.7 Turbidez ... 26 4.8 Série de Sólidos ... 26 4.9 Série de Nitrogênio ... 27 4.10 Série de Fósforo ... 28 4.11 Coliformes ... 29 4.12 Elementos Traço ... 29 4.13 Cianeto ... 30

SUMÁRIO

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4.14 Fenóis ... 31 4.15 Surfactantes Aniônicos ... 31 4.16 Clorofila-a ... 32 4.17 Potencial Redox ... 32 5 - RESULTADOS ... 33 5.1 Bacia do Belo ... 35 5.2 Bacia do Pinhal ... 40 5.3 Bacia do Faxinal ... 46 5.4 Bacia do Maestra ... 52 5.5 Bacia do Piaí ... 58 5.6 Bacia do Tega ... 64 6 – CRONOGRAMA DE ATIVIDADES ... 70 7 – CONSIDERAÇÕES FINAIS ... 72 REFERÊNCIAS ... 73

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A degradação da qualidade da água é resultado das múltiplas atividades relacionadas ao uso da terra, sendo que as fontes de contaminação podem ser pontuais e difusas. Enquanto a poluição pontual pode ser facilmente identificada (como descarga de efluentes de uma indústria, por exemplo), fontes não pontuais são de difícil identificação, pois não é possível atribuir a contaminação apenas a um local.

O controle e avaliação da variação temporal da qualidade d’água de um recurso hídrico urbano possibilita um planejamento urbano mais integrado com as questões ambientais e de abastecimento público. Possibilita também, compreender as relações existentes entre ocupação da bacia e qualidade d’água, pode servir como subsídio para identificação de fontes pontuais de lançamento de efluente além de ser utilizado para embasar estudos com vistas à identificação de fontes difusas auxiliando através da utilização de dados técnicos uma discussão mais contundente sobre usos múltiplos d’água.

Quaisquer alterações dos padrões de uso do solo podem alterar a qualidade dos corpos d’água. Porém, os efeitos das atividades individuais em condições de qualidade da água são difíceis de serem determinadas. Ainda assim, a compreensão destes efeitos individuais na qualidade do recurso hídrico é essencial para a gestão do mesmo. Ao serem definidas as áreas com maior vulnerabilidade e risco à contaminação, podem ser atribuídas prioridades de gestão do uso do recurso hídrico e cuidados futuros com o uso da terra (WANG, 2001; ABDALLA, 2008; WALLS & MCCONNELL, 2004).

Tem-se relatado na literatura uma gama muito grande de impactos ocasionados pelas mudanças de uso e cobertura do solo sobre os bens e serviços ambientais. A principal preocupação são os impactos sobre: i) biodiversidade (SALA et al. 2000); ii) degradação do solo (TRIMBLE e CROSSON, 2000); iii) capacidade dos sistemas biológicos para apoiar as necessidades humanas (VITOUSEK, 2000). Neste contexto, o desenvolvimento de técnicas de sensoriamento remoto e SIGs, junto com a ampla disponibilidade desses dados abriu uma grande janela para pesquisas na modelagem de processos e mudanças na paisagem.

Coelho (2009) cita que atualmente, as pesquisas voltadas para análise da dinâmica do uso da terra e cobertura vegetal buscam na interdisciplinaridade a possibilidade de ir além do que simplesmente descrever o ambiente a partir da classificação dos diferentes tipos de uso e

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cobertura. O que se pretende é entender como e por que esses espaços foram escolhidos para o desenvolvimento de uma atividade produtiva. Nesse contexto, o desenvolvimento desses modelos visa prever mudanças futuras e compreender a paisagem atual, servindo para avaliar variadas questões ambientais.

O município de Caxias do Sul, por sua extensão e magnitude, e por apresentar áreas distintas com elevada urbanização além de uma área rural voltada essencialmente a olericultura e fruticultura, torna-se uma área de relevante interesse na avaliação da qualidade da água e o impacto ocasionado pelos diferentes usos dos solos existentes na região.

A utilização da água para as diversas atividades requer estudos de monitoramento os quais se tornam importantes instrumentos para acompanhamento sistemático dos aspectos qualitativos das águas, visando à produção de informações para auxiliar na verificação de impactos ocasionados pelas atividades antrópicas. Juntamente a esta avaliação, a modelagem de diversos usos do solo possibilita buscar relações entre a qualidade da água e as atividades antrópicas.

Diante deste contexto é que este projeto foi proposto visando ampliar a rede de monitoramento de qualidade da água existente atualmente no município de Caxias do Sul, e realizar o mapeamento detalhado do uso e cobertura do solo, buscando encontrar relações entre este e a qualidade da água dos principais recursos hídricos da região.

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Os objetivos do projeto são apresentados a seguir:

2.1. Ampliação da rede de monitoramento quali-quantitativo de recursos hídricos na malha hídrica urbana do município para o interior, buscando aumentar a complexidade de avaliação do sistema, estabelecendo 30 pontos de amostragem.

2.2. Avaliar o uso e cobertura do solo do município através da utilização de imagens de satélite de altíssima resolução espacial na ordem centimétrica, identificando e quantificando os principais tipos de usos, como áreas impermeabilizadas, áreas agrícolas e remanescentes florestais.

2.3. Avaliar a qualidade da água em função do uso e cobertura do solo presente em cada bacia hidrográfica, enfatizando a importância da mata ciliar na manutenção da qualidade da água. 2.4. Através de curso semipresencial (Educação a Distância – EAD + presencial), capacitar técnicos e gestores municipais na coleta, manipulação e atualização dos dados obtidos e dos produtos gerados no monitoramento dos recursos hídricos e sistema de informações geográficas.

2.5. Implementação e operacionalização de um banco de dados para armazenamento das informações.

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Os itens apresentados a seguir referem-se aos métodos que foram utilizados na avaliação e análise quali-quantitativa dos recursos hídricos.

3.1 Avaliação quantitativa dos recursos hídricos

A avaliação quantitativa dos recursos hídricos monitorados será realizada de forma convencional, através da utilização de um molinete hidrométrico Global Flow Probe (FP101 & FP201), o qual retorna ao usuário a velocidade média da água a partir do número de rotações de sua hélice em uma determinada seção transversal. A vazão do trecho monitorado é dada pela razão entre a velocidade e a área transversal da calha do rio.

O cálculo da descarga será realizado a partir do método da meia seção, o mais utilizado pelos técnicos das entidades operadoras da Rede Hidrometeorológica da Agência Nacional das Águas (ANA). O método consiste no cálculo das vazões parciais, por meio da multiplicação da velocidade média na vertical pelo produto da profundidade média na vertical e pela soma das semidistâncias às verticais adjacentes (SANTOS et al., 2001).

A Figura 1 apresenta em detalhe o equipamento utilizado para medição de vazão em recursos hídricos.

Figura 1– Detalhe da hélice e medidor digital do molinete hidrométrico utilizado na prática.

Fonte: Global Water (2011).

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3.2 Avaliação qualitativa dos recursos hídricos

A avaliação quantitativa dos recursos hídricos monitorados será realizada tanto in

loco, através da utilização de sonda multiparâmetro (U-50 series Horiba), como através de

análises laboratoriais. O Quadro 1 apresenta a lista de parâmetros a serem analisados, sendo que os parâmetros que contém um asterisco (*) serão medidos em campo.

Quadro 1 – Parâmetros analisados e métodos empregados.

Ensaio Metodologia Limite detecção

pH a 25 °C* SMEWW - Método-H+-B - Temperatura da amostra (°C)* SMEWW - Método 2550 B - Temperatura do ar (°C)* SMEWW - Método 2550 B - Condutividade (mS/cm)* SMEWW - Método 2510 B - Oxigênio dissolvido (mg O2/L)* SMEWW - Método 4500-O G -

Turbidez (NTU)* SMEWW - Método 2130 B - Sólidos totais (mg/L) SMEWW - Método 2540 D 10,0 Sólidos totais suspensos (mg/L) SMEWW - Método 2540 10,0 Demanda química de oxigênio (mg O2/L) SMEWW - Método 2520 B 5

Demanda bioquímica de oxigênio (mg O2/L) SMEWW - Método 2510 B 1

Nitrogênio amoniacal (mg NH3-N/L) ABNT 10560/1988 0,02

Nitrogênio total kjedahl (mg N/L) ABNT 13796/1996 0,20 Nitrato (NO3-mg/L) ABNT NBR 1260-1992 0,04

Fenol (μg/L) SMEWW-Método 5530 C 1 Surfactantes (mg MBAS/L) SMEWW - Método 5540 C 0,025 Fósforo total (mg P/L) SMEWW - Método 4500-P E 0,010 Cianetos (mg CN/L) SMEWW - Método 4500-CN C e E 0,01 Clorofila a (mg/m³) SMEWW-Método 10200 H 0,05

Escherichia coli (NMP/100mL) SMEWW-Método 9223 B 1,8 Coliformes termotolerantes (NMP/100mL) SMEWW - Método 9221 E 1,8 Alumínio total (mg Al/L) SMEWW - Método 3030 E e 3111-AI D 0,10 Chumbo total (mg Pb/L) SMEWW-Método 3120 B 0,118 Cobre total (mg Cu/L) SMEWW - Método 3030 E e 3111 B 0,023 Cromo total (mg Cr/L) SMEWW-Método 3030 E e 3111 B 0,04 Níquel total (mg Ni/L) SMEWW-Método 3120 B 0,053 Zinco total (mg Zn/L) SMEWW - Método 3030 E e 3111 B 0,034

A Figura 2 apresenta em detalhe o equipamento utilizado para avaliação qualitativa do recurso hídrico em campo.

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Figura 2 – Detalhe da sonda multiparâmetro utilizada na prática.

Fonte: Horiba (2011).

Para avaliação da qualidade da água e sua classificação serão utilizados índices de classificação, tais como o Índice de Qualidade da Água (IQA) e o Índice de Estado Trófico (IET), para cada ponto de amostragem e para todas as campanhas realizadas.

3.3 Índices de Qualidade da Água

Estes estabelecem uma classificação para os corpos hídricos a partir da integração de grupos de variáveis específicos (CETESB, 2009). Retratam, através de um valor único global, a qualidade de determinado ponto de monitoramento.

Conforme a Agência Nacional das Águas (ANA, 2009), o uso de índices de qualidade da água surge da necessidade de sintetizar a informação sobre vários parâmetros físico-químicos, visando informar a população e orientar as ações de planejamento e gestão da qualidade da água.

Os índices facilitam a comunicação com o público leigo, já que permitem sintetizar várias informações em um número único. Por outro lado, neste processo de síntese ocorre a perda de informação sobre o comportamento dos parâmetros analisados. Portanto, qualquer análise mais detalhada deve considerar os parâmetros individuais que determinam a qualidade

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das águas. Os principais índices utilizados são o Índice de Qualidade de Água (IQA) e Índice de Estado Trófico (IET), os quais são detalhados a seguir.

3.3.1 Índice de Qualidade de Água (IQA)

O IQA (Índice de Qualidade de Água) foi criado inicialmente pela NSF (National

Sanitation Foundation) dos Estados Unidos e modificado pela CETESB (Companhia de

Saneamento do Estado de São Paulo). Esse índice foi desenvolvido e estruturado através de pesquisa de opinião de um grupo de 142 profissionais da área ambiental. Através deste estudo foi proposta uma lista de parâmetros que poderiam ser inclusos em um índice que representasse a qualidade de água contendo nove parâmetros cada um com pesos integrantes do IQA (Oxigênio Dissolvido, Coliformes Fecais, pH, DBO, Fósforo Total, Temperatura, Nitrogênio Total, Turbidez, Sólidos Totais), os quais são apresentados na Tabela 1.

Tabela 1 – Parâmetros e pesos relativos ao IQA

Parâmetros Pesos Relativos Oxigênio Dissolvido 0,17 Coliformes Fecais 0,15 pH 0,12 DBO 0,10 Fósforo Total 0,10 Temperatura 0,10 Nitrogênio Total 0,10 Turbidez 0,08 Sólidos Totais 0,08 Fonte: CETESB, 2009.

O IQA é calculado pela fórmula de produtório (Equação 1), utilizando as curvas de importância de parâmetros de qualidade de água desenvolvidas pela Cetesb (2009) (Figura 3), as quais representam a variação da qualidade da água produzida pelas possíveis medidas do parâmetro, sendo o determinante principal, a aplicação destes para o abastecimento público. Os resultados são comparados a uma tabela de classificação de qualidade das águas, com intervalos de ponderação (Tabela 2).

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(1) Onde:

n – número de parâmetros do índice;

qi – qualidade do i-ésimo parâmetro, um número entre 0 e 100, obtido da respectiva “curva

média de variação de qualidade”, em função de sua concentração ou medida, o programa calcula cada um desses termos de forma separada;

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, sendo que o somatório dos mesmos deve atingir 1 como mostra a Equação 2:

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IQA – Índice de Qualidade das Águas, um número entre 0 e 100. A classificação da qualidade pode ser vista na Tabela 2; essa classificação é mais intuitiva ao público de que um valor numérico.

Tabela 2 – Classificação da qualidade das águas. Categoria Ponderação Ótima 90 < IQA ≤100 Boa 70 < IQA ≤90 Regular 50 < IQA ≤70 Ruim 25 < IQA ≤50 Péssima IQA ≤25 Fonte: CETESB, 2009.

No caso de não se dispor do valor de alguma das nove variáveis, o cálculo do IQA é inviabilizado. A avaliação da qualidade da água obtida pelo IQA apresenta limitações, já que este índice não analisa vários parâmetros importantes para o abastecimento público, tais como substâncias tóxicas (ex: metais pesados, pesticidas, compostos orgânicos), protozoários patogênicos e substâncias que interferem nas propriedades organolépticas da água.

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Figura 3 – Curva de importância das variáveis utilizadas no IQA.

Fonte: CETESB, 2009

3.3.2 Índice de Estado Trófico (IET)

O Índice do Estado Trófico tem por finalidade classificar corpos d'água em diferentes graus de trofia, ou seja, avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientes e seu efeito relacionado ao crescimento excessivo das algas, ou o potencial para o crescimento

1 10¹ 10² 10³ 104 ₁₀5 C. F. # / 100 ml Nota: se C. F. > 10 , q = 3,05 1 q1 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Coliformes Fecais para i = 1 w = 0,151 2 q2 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 pH para i = 2 pH, Unidades Nota: se pH < 2,0, q = 2,02 se pH > 12,0, q = 3,02 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 w = 0,122 0 q3 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

Demanda Bioquímica de Oxigênio para i = 3 DBO , mg/l5 Nota: se DBO > 30,0, q = 2,05 3 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 w = 0,103 0 q4 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Nitrogênio Total para i = 4 N. T. mg/l Nota: se N. T. > 100,0, q = 1,04 10 20 30 40 50 60 70 80 100 w = 0,104 0 q5 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Fósforo Total para i = 5 PO - T mg/l4 Nota: se Po - T > 10,0, q = 1,04 5 1 2 3 4 5 6 7 8 10 w = 0,105 -5 q6 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Temperatura

(afastamento da temperatura de equilíbrio) para i = 6 Nota: se t < -5,0 q é indefinido 6 0 5 10 15 20 w = 0,106 At, °C se t > 15,0 q = 9,0 6 0 q7 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Turbidez para i = 7 Turbidez U. F. T. Nota: se turbidez > 100, q = 5,07 10 20 30 40 50 60 70 80 100 w = 0,087 0 q8 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Resíduo Total para i = 8 R. T. mg/t Nota: se R. T. > 500, q = 32,08 100 200 300 400 500 w = 0,088 0 q9 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Oxigênio Dissolvido para i = 9 O.D. % de saturação Nota: se OD. %sat. > 140, q = 47,09

40 80 120 160 200 w = 0,179

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de macrófitas aquáticas. Este índice está baseado nas equações de Carlson (1977) modificado por Lamparelli (2004), abrangendo dois parâmetros: clorofila e fósforo total.

O parâmetro clorofila apresenta a situação atual do sistema, enquanto o fósforo é um indicativo de processos eutróficos acentuados que poderão surgir (CETESB, 2009). Assim, o índice médio engloba, de forma satisfatória, a causa e o efeito do processo. Deve-se ter em conta que num corpo hídrico, em que o processo de eutrofização encontra-se plenamente estabelecido, o estado trófico determinado pelo índice da clorofila α certamente coincidirá com o estado trófico determinado pelo índice do fósforo.

A categoria do estado trófico está relacionada às faixas de classificação apresentada na Tabela 3.

Tabela 3 – Classe de estado trófico e suas características principais.

Valor do IET

Classes de Estado

Trófico Características

= 47 Ultraoligotrófico

Corpos d’água limpos, de produtividade muito baixa e concentrações insignificantes de nutrientes que não acarretam em prejuízos aos usos da água.

47 < IET = 52 Oligotrófico

Corpos d’água limpos, de baixa produtividade, em que não ocorrem interferências indesejáveis sobre os usos da água, decorrentes da presença de nutrientes.

52 < IET = 59 Mesotrófico

Corpos d’água com produtividade intermediária, com possíveis implicações sobre a qualidade da água, mas em níveis aceitáveis, na maioria dos casos.

59 < IET = 63 Eutrófico

Corpos d’água com alta produtividade em relação às condições naturais, com redução da transparência, em geral afetados por atividades antrópicas, nos quais ocorrem alterações indesejáveis na qualidade da água decorrentes do aumento da concentração de nutrientes e interferências nos seus múltiplos usos.

63 < IET = 67 Supereutrófico

Corpos d’água com alta produtividade em relação às condições naturais, de baixa transparência, em geral afetados por atividades antrópicas, nos quais ocorrem com freqüência alterações indesejáveis na qualidade da água, como a ocorrência de episódios florações de algas, e interferências nos seus múltiplos usos

> 67 Hipereutrófico

Corpos d’água afetados significativamente pelas elevadas concentrações de matéria orgânica e nutrientes, com comprometimento acentuado nos seus usos, associado a episódios florações de algas ou mortandades de peixes, com conseqüências indesejáveis para seus múltiplos usos, inclusive sobre as atividades pecuárias nas regiões ribeirinhas.

Fonte: Lamparelli, 2004 ; CETESB, 2009.

Nos casos em que não há resultados para o fósforo total ou para a clorofila α, a categoria de estado trófico pode ser calculada com a variável disponível, considerado equivalente ao IET, como apresenta a Tabela 4.

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Tabela 4 – Classificação do Estado Trófico. Categoria estado trófico Ponderação P-total - P (mg.m-3) Clorofila a (mg.m-3) Ultraoligotrófico IET ≤ 47 P ≤ 13 CL ≤ 0,74 Oligotrófico 47 < IET ≤ 52 13 < P ≤ 35 0,74 < CL ≤ 1,31 Mesotrófico 52 < IET ≤ 59 35 < P ≤ 137 1,31 < CL ≤ 2,96 Eutrófico 59 < IET ≤ 63 137 < P ≤ 296 2,96 < CL ≤ 4,70 Supereutrófico 63 < IET ≤ 67 296 < P ≤ 640 4,70 < CL ≤ 7,46 Hipereutrófico IET > 67 640 < P 7,46 < CL Fonte: CETESB, 2009. 3.4 Rede de Amostragem

O planejamento e definição dos pontos de amostragem seguiu esse procedimento:

 Levantamento de estudos já realizados no local que contribuíram com informações sobre as características da área de estudo e as principais atividades poluidoras na bacia, que podem influir na qualidade das águas, tais como: indústria, agricultura, mineração, zonas urbanas, etc., a fim de estabelecer os locais de amostragem;

 Elaboração de croqui com a localização dos possíveis pontos de coleta;

 Visita à área de estudo para georreferenciamento dos locais de coleta por meio de GPS

(“Global Position System”), levantamento fotográfico com as características locais e

contato com as pessoas do local a fim de se obter dados adicionais que confirmassem ou esclarecesse os dados preliminares levantados;

 Verificação das vias de acessos, bem como a situação das mesmas, tempo necessário para a realização dos trabalhos, disponibilidade de apoio local para armazenamento e transporte de material de coleta e amostras, avaliando possíveis limitações ou interferências.

A ampliação da rede de monitoramento foi realizada com base na rede anteriormente delimitada por 15 pontos de amostragem, utilizando o critério de proximidade às principais fontes de contaminação, além de trechos nos quais pudessem ser avaliados o efeito de autodepuração dos cursos d’água.

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Foram alocados 30 pontos de amostragem em campo, contemplando 6 bacias hidrográficas (Rio Tega e a sub-bacia do Maestra, Rio Belo, Arroio Pinhal, Arroio Faxinal e Rio Piaí).

A Figura 4 apresenta a rede de amostragem atual. Os pontos escolhidos são apresentados em melhor detalhe em cada bacia hidrográfica a ser monitorada nas figuras a seguir. O relatório fotográfico dos pontos selecionados é apresentado no Anexo C.

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3.5 Uso e cobertura do solo

Para a elaboração do mapa de uso e cobertura do solo da área de estudo, enfatizando a delimitação dos remanescentes florestais nativos, serão utilizadas as imagens ortorretificadas do satélite Geoeye disponibilizadas pela Secretaria do Planejamento (Seplan) do município de Caxias do Sul. As imagens serão classificadas de forma supervisionada para a obtenção das diferentes classes ocupação do solo.

Este processo de classificação tem por finalidade a extração de informações das imagens, buscando atribuir a cada pixel uma classe ou tema associado. Por se tratar de uma classificação supervisionada, pressupõe-se a realização de treinamento do classificador por meio da escolha de amostras. Nesse método, a fase de treinamento é essencial para fornecer um conjunto de pixels representativos de cada alvo na superfície, assim, é fundamental que os pixels escolhidos sejam puros e representem cada classe espectral.

Será dada uma maior atenção para a delimitação dos fragmentos e mata nativa objetivando futuramente avaliar a diversidade florística presentes em cada área. Após a realização de uma classificação prévia das imagens de satélite, serão realizadas expedições a campo a fim de validar os dados obtidos em laboratório. Os dados de campo serão cruzados com o mapa de uso e cobertura do solo para a verificação da exatidão da classificação digital. A imagem deverá ter um acerto superior a 80%. Caso não seja atingida esta porcentagem de acerto, as amostras coletadas para a classificação serão reavaliadas para a verificação de possíveis incoerências com os dados de campo e, na sequência, as imagens serão novamente submetidas ao processo de classificação. De posse das imagens classificadas, serão elaborados os mapas de uso e cobertura do solo da área urbana e rural do município de Caxias do Sul, nas escalas 1:10.000 e 1:25.000, respectivamente.

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A ocorrência do elemento água ao redor da Terra não é uniforme, sendo sua distribuição função de uma série de fatores naturais e antrópicos, os quais potencializam ou minimizam sua ocorrência em locais específicos. Já a qualidade com que estes se apresentam em um determinado local também é função de fatores naturais e antrópicos, não necessariamente os mesmos citados anteriormente, os quais possibilitam, dificultam ou impossibilitam sua utilização para determinados fins.

A modificação dos fatores naturais devido à realização de atividades antrópicas pode vir a causar alterações quali-quantitativas dos recursos hídricos, com a geração de severos impactos sob o ecossistema natural e a modificação na relação entre sociedade e recurso hídrico. Neste sentido, baseando-se na afirmação de Finotti et al. (2009) de que os recursos hídricos apresentam um grau de variabilidade muito alto, e partindo-se do pressuposto de que o monitoramento quali-quantitativo dos recursos hídricos é fator primordial no planejamento de seus usos, conforme previsto pela Lei Federal n° 9.433 (BRASIL, 1997), apresentar-se-á, a seguir, um resumo sobre a relevância dos principais parâmetros qualitativos frente aos ecossistemas naturais e sua relação direta com os usos antrópicos.

4.1 Potencial Hidrogeniônico (pH)

Medido pela concentração de íons H+, o potencial hidrogeniônico (pH), representa a intensidade da condição ácida ou alcalina do ambiente aquático. Indica, de forma indireta, a capacidade de tamponamento das águas através do equilíbrio entre íons hidróxidos e ácidos orgânicos. Influencia o grau de solubilidade de diversas substâncias, na distribuição das formas livres e ionizadas de diversos compostos e pode, inclusive, definir a toxicidade de vários elementos.

Águas que apresentam baixos valores de pH (condição ácida) podem potencializar a solubilização e liberação de metais adsorvidos em sedimentos, influenciando as concentrações de fósforo e nitrogênio e cessando a decomposição de matéria orgânica carbonácea. Salienta-se a importância do equilíbrio químico entre íons hidróxidos e ácidos orgânicos para a

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manutenção da vida aquática, sendo essencial a manutenção do equilíbrio carbonato/bicarbonato (CO32-/HCO3-).

A elevação dos valores de pH podem estar relacionadas a alta produtividade de algas, normalmente resultante do aporte significativo de matéria orgânica e nutrientes. O aumento de microorganismos fotossintetizantes no recurso hídrico eleva as taxas de consumo de gás carbônico (CO2), modificando o equilíbrio carbonato/bicarbonato (VON SPERLING, 1996).

A diminuição dos valores de pH, por sua vez, também pode estar relacionada ao aporte de matéria orgânica e nutrientes, principalmente espécies de possuam CO2 (ou quando da sua

decomposição gera CO2), ácidos minerais e sais hidrolisados (PEREIRA, 2004). Ainda,

salienta-se que a chuva ácida, quando incidente sobre o recurso hídrico, também é responsável pela diminuição do seu pH.

4.2 Temperatura

As variações da temperatura atmosférica fazem parte do clima local e são decorrentes, em sua maioria, das estações do ano e do período do dia. A variação da temperatura na água é proporcional à variação da temperatura atmosférica, embora esta ocorra de forma mais lenta e gradativa. Com base nesta sentença, pode-se afirmar que as alterações na temperatura do ar influenciarão diretamente a evolução da temperatura da água, quando consideradas somente fontes naturais de intervenção.

A temperatura possui um papel muito importante no meio aquático, uma vez que controla e influencia uma série de parâmetros físico-químicos. Pode-se tomar como exemplo sua relação com o oxigênio dissolvido e com a condutividade: o aumento da temperatura diminui a solubilidade dos gases (oxigênio) e aumenta a condutividade para uma mesma concentração iônica (ESTEVES, 1998).

O lançamento de efluentes em um dado corpo hídrico quer seja este de origem doméstica ou industrial, em temperaturas diferentes daquelas existentes no recurso hídrico no momento do lançamento, modifica a condição natural deste, o que leva a alteração do ciclo de vida das espécies aquáticas ali presentes. Salienta-se que cada espécie possui uma faixa ótima de temperatura para sobrevivência e a sua exposição a condições não favoráveis pode causar diminuição do seu metabolismo e até mesmo sua morte.

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4.3 Condutividade

A condutividade expressa a condutância de eletricidade na água em função da presença de substâncias dissolvidas que se dissociam em ânions e cátions, sendo diretamente proporcional à concentração iônica (LIBÂNIO, 2005). Este parâmetro indica possíveis modificações na qualidade da água, principalmente no que diz respeito à concentração mineral, entretanto, não indica as quantidades relativas de cada elemento.

A concentração natural de base nas águas é resultado da geoquímica regional. As águas que afloram e drenam através das rochas arrastam o material desgastado em direção ao rio, resultando neste uma composição química semelhante à formação geológica do local. Segundo Libânio (2005), as águas naturais apresentam comumente valores de condutividade entorno de 100 µS/cm.

O incremento atípico deste valor pode ser um indicativo da emissão de efluentes no corpo hídrico receptor, bem como de cargas significativas oriundas da poluição difusa. Ainda segundo Libânio (2005), quando há interferência antrópica, os valores de condutividade podem chegar a até 1.000 µS/cm.

4.4 Oxigênio Dissolvido (OD)

O parâmetro oxigênio dissolvido pode ser entendido como a medida da capacidade da água para a sobrevivência dos organismos aquáticos. Esse parâmetro é de extrema importância para o ecossistema aquático, uma vez que é vital a todos os organismos por manter o equilíbrio ecológico necessário à respiração e manutenção dos processos de degradação e ciclagem de materiais. Muitas espécies não sobrevivem com o teor de oxigênio abaixo de 4 mg/L.

O oxigênio proveniente da atmosfera se dissolve nas águas naturais devido à diferença de pressão parcial existente. Esta taxa de transferência é influenciada por dois parâmetros naturais: a temperatura, que é inversamente proporcional a capacidade de solubilização do oxigênio em águas; e a altitude, também inversamente proporcional a capacidade de solubilização.

Segundo Rosso et al. (2006), as águas podem apresentar baixos valores de oxigênio dissolvido quando há um consumo excessivo por parte dos peixes e do fitoplâncton, indicativos de excessiva atividade biológica, indicadora de processos de eutrofização.

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Complementarmente, Quege e Siqueira (2005) relacionam as baixas taxas de oxigênio dissolvido ao despejo de efluentes, quer sejam estes de origem doméstica ou industrial, principalmente aqueles que contenham sabões, fosfatos, amoníacos e resíduos orgânicos, o que favorece a atividade biológica e, consequentemente, o consumo de oxigênio. Contudo, cabe salientar que nem todo aporte significativo de matéria orgânica em corpos hídricos possui origem antrópica.

Quege e Siqueira (2005) ainda destacam que a avaliação da concentração de OD é um fator importante na autodepuração, que é o restabelecimento do equilíbrio do meio aquático por mecanismos naturais. O mesmo autor destaca que durante a autodepuração, os compostos orgânicos são convertidos em compostos inertes e não prejudiciais aos rios do ponto de vista ecológico. Neste sentido, deve-se destacar a capacidade de autodepuração dos corpos hídricos da região, causados, principalmente, pelo relevo característico, composto por inúmeras corredeiras.

4.5 Demanda Bioquímica De Oxigênio (DBO)

O teste de DBO é um bioensaio, procedimento no qual o resíduo é biologicamente oxidado sob condições controladas a fim de se estabelecer o consumo de oxigênio e, consequentemente, estimar, aproximadamente, a quantidade de matéria orgânica biodegradável presente em uma amostra de água (GASTALDINI e MENDONÇA, 2001). Este ensaio estabelece a quantidade de oxigênio utilizado por microorganismos aquáticos durante um período de 5 dias, em local escuro e sob temperatura constante de 20°C, para estes oxidarem a matéria orgânica a uma forma estável inorgânica. Deve-se, contanto, estar atento ao fato de que este ensaio proporciona condições essenciais ao desenvolvimento dos microorganismos, para que estes degradem a matéria orgânica presente na amostra, enquanto que no sistema natural a degradação ocorre mais lentamente.

Pode-se afirmar que nos locais onde o valor de DBO for alto, provavelmente os valores de oxigênio dissolvido serão baixos e a concentração de matéria orgânica será alta. Neste caso, o meio pode tornar-se anóxico, limitando a vida aquática. Os maiores aumentos em termos de DBO5 num corpo d'água são provocados por despejos de origem

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4.6 Demanda Química de Oxigênio (DQO)

A DQO também expressa a presença de matéria orgânica em corpos hídricos, porém, analisa os compostos passíveis de oxidação através de um agente químico forte, como o dicromato de potássio (K2Cr2O7), em meio ácido. A celulose, a lignina, os compostos

húmicos e boa parte dos amoniacais são compostos passíveis de oxidação através de um agente químico forte, uma vez que são refratários e, portanto, não oxidáveis biologicamente. Segundo CETESB (2010), o poder de oxidação do dicromato de potássio é, normalmente, muito maior do que o resultante da ação microbiológica, exceto em raríssimos casos como os hidrocarbonetos aromáticos e a piridina. Com isto, conclui-se que os resultados da DQO são sempre superiores aos da DBO.

O aumento da concentração de DQO num corpo d'água se deve principalmente a despejos de origem industrial (CETESB, 2010). Não existem critérios fixos para valores aceitáveis de DQO na água, mas corpos hídricos com alta DQO podem apresentar déficit de oxigênio para os organismos aquáticos (NIEWEGLOWSKI, 2006).

4.7 Turbidez

A turbidez representa o grau de interferência da passagem de luz através da água devido a existência de sólidos em suspensão, tais como areia, silte, argila e detritos orgânicos, tais como algas, bactérias e plâncton em geral (SPERLING, 2005; CETESB, 2010).

O aumento natural da turbidez origina-se, normalmente, de eventos de precipitação mais intensos, os quais são capazes de erodir as margens e áreas adjacentes aos recursos hídricos, bem como ressuspender parte dos sólidos sedimentados. Não traz inconvenientes sanitários quando sua origem é natural, embora seja esteticamente desagradável. Já o aumento da turbidez devido atividades antrópicas pode estar associado ao lançamento de compostos tóxicos e a presença de organismos patogênicos.

4.8 Série de Sólidos

Os sólidos nas águas correspondem a toda matéria que permanece como resíduo após evaporação, secagem ou calcinação da amostra, a uma temperatura pré-estabelecida durante um tempo fixado (CETESB, 2010). Esta sequência de passos determina as frações de sólidos

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totais, dissolvidos, suspensos, fixos e voláteis em uma dada amostra d’água. Dentre os parâmetros citados, dá-se destaque a sua classificação em fixos e voláteis, função de suas características químicas. Através da volatilização a 550°C, a fração orgânica será oxidada, sendo eliminada na forma de gás (sólidos voláteis) e a fração inorgânica permanecerá como cinzas (sólidos fixos) (BRAILE e CAVALCANTI, 1979 apud FINOTTI, 2009). Segundo Sperling (2005), enquanto os sólidos voláteis representam uma estimativa da matéria orgânica presente, os sólidos fixos representam a matéria inorgânica ou mineral.

O incremento de sólidos em um recurso hídrico pode ter, assim como todos os demais parâmetros descritos, origem natural ou antrópica. A dissolução e o carreamento de compostos do solo e das rochas e a decomposição de matéria orgânica constituem-se nas principais fontes naturais de sólidos na água. Já as fontes antrópicas vinculadas às concentrações de sólidos estão relacionadas ao lançamento de despejos domésticos e industriais, bem como a drenagem de áreas agrícolas e zonas urbanas.

Segundo CETESB (2010), a presença excessiva de sólidos nas águas superficiais podem causar danos aos peixes e à vida aquática, uma vez que ao sedimentarem no leito dos rios, podem interferir ou danificar as zonas de desova de peixes. Ainda, podem reter bactérias e resíduos orgânicos no fundo do curso d’água, promovendo decomposição anaeróbia.

4.9 Série de Nitrogênio

O nitrogênio é um macro elemento vital para a vida, pois é um dos principais constituintes dos aminoácidos, formadores das proteínas. No meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado na forma de nitrogênio molecular (N2), nitrogênio orgânico (dissolvido e em

suspensão), amônia (NH3), nitrito (NO2) e nitrato (NO3). Segundo Knapik (2009), além do

consumo de oxigênio dissolvido nos processos bioquímicos de conversão da amônia a nitrito e deste a nitrato, o nitrogênio tem papel fundamental no crescimento de algas e, quando em elevadas concentrações em lagos e represas, por exemplo, pode conduzir a um crescimento exagerado destes organismos, resultando em processo de eutrofização.

Segundo Esteves (1998), todas as formas de nitrogênio nos sistemas aquáticos representam uma etapa do ciclo de nitrogênio, podendo estas ser de origem natural, como as proteínas e clorofila, ou antropogênica, como despejos domésticos e industriais, excrementos de animais e fertilizantes. O autor ainda complementa que as principais fontes naturais de

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nitrogênio podem ser: chuva, material orgânico e inorgânico de origem alóctone e fixação de nitrogênio molecular dentro do próprio corpo hídrico.

O nitrogênio total é a soma do nitrogênio orgânico e amoniacal, sendo que as análises realizadas não levam em consideração as quantidades de nitrito e nitrato. Sua determinação é realizada através do Método Kjeldahl (NTK), que engloba nitrogênio amoniacal e nitrogênio orgânico. Estes podem contribuir para a completa abundância de nutrientes na água e a sua eutrofização, e são importantes para avaliar a quantidade de nitrogênio disponível para as atividades biológicas. O NTK é a forma predominante do nitrogênio nos esgotos domésticos brutos, daí a importância de sua análise (SPERLING, 2005).

A presença de amônia pode ocasionar depleção na concentração do oxigênio dissolvido no processo de nitrificação, dando origem ao nitrito e nitrato. O nitrato, quando em altas concentrações, é tóxico para os seres vivos, e, dependendo da temperatura e do pH, a amônia, na sua forma não ionizada, também é tóxica para os organismos aquáticos (BAIRD, 2002).

As frações de nitrogênio orgânico e amoniacal são formas reduzidas enquanto nitrito e nitrato são formas oxidadas. Segundo CETESB (2008), pode-se associar a idade da poluição com a relação entre as formas de nitrogênio. Ou seja, se for coletada uma amostra de água de um rio poluído e as análises demonstrarem predominância das formas reduzidas significa que o foco de poluição se encontra próximo. Se prevalecer nitrito e nitrato, ao contrário, significa que as descargas de efluentes se encontram distantes.

4.10 Série de Fósforo

O fósforo é um importante parâmetro de classificação das águas naturais, participando também na composição de índices de qualidade de águas. Constitui-se no principal fator limitante ao desenvolvimento de algas e plantas no meio aquático, sendo um dos principais nutrientes para os processos biológicos. Também é conhecido como macronutriente, por ser exigido em grande escala pelas células.

Encontra-se principalmente nas formas de ortofosfato, polifosfato e fósforo orgânico, originando-se da dissolução de compostos do solo e da decomposição de matéria orgânica. Por atividade antrópica, o aporte de fósforo pode ocorrer através de despejos de efluentes domésticos e industriais, fertilizantes e lixiviações de criatórios de animais (LIBÂNIO, 2005). A drenagem pluvial de áreas agricultáveis e de áreas urbanas são outras formas que podem

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contribuir significativamente para a elevação de fósforo no meio aquático. A determinação de fósforo total compreende todas as suas formas (ortofosfato, polifosfato e orgânico).

Assim como o nitrogênio, o fósforo é um dos principais limitantes da produtividade de um ecossistema aquático, sendo apontado como principal responsável pela eutrofização dos corpos d’água.

4.11 Coliformes

O grupo coliformes refere-se a bactérias que normalmente habitam o trato intestinal dos animais de sangue quente, servindo, portanto, como indicadoras da contaminação de uma amostra de água por fezes. A determinação da concentração dos coliformes assume importância como parâmetro indicador da possibilidade da existência de microorganismos patogênicos, responsáveis pela transmissão de doenças de veiculação hídrica, tais como febre tifóide, febre paratifóide, desinteria bacilar e cólera. A Escherichia coli é o principal grupo de bactérias que identificam contaminação fecal (SPERLING, 2007).

4.12 Elementos Traço

Os elementos traço são elementos químicos que ocorrem naturalmente, de um modo geral em pequenas concentrações, na ordem de parte por milhão (ppm) e partes por bilhão (ppb). Existem outras denominações para este grupo de contaminantes, tais como metais pesados, metais traço, micronutrientes, dentre outras. A denominação mais aceita atualmente é “elemento traço”, devido a não distinção entre metal e não metal, bem como à sua ocorrência em baixas concentrações (ESTEVES, 1998).

O termo “metais pesados” seria somente um caso particular de elementos traço, o qual compreende aqueles metais que possuem toxicidade diante uma grande variedade de organismos. Entre estes se encontram Hg, Cd, Pb, Au, Ni, e Cr, que são os elementos traço mais tóxicos para a maioria dos organismos, incluindo o homem. Estes elementos não têm função biológica conhecida. Nos ecossistemas aquáticos, podem sofrer transformações químicas, tornando-os ainda mais nocivos ao meio ambiente.

A toxidez dos elementos traço reside principalmente na sua capacidade de interferir em processos enzimáticos e na sua pouca mobilidade no organismo, em virtude do pequeno tamanho e das cargas duplas ou triplas. Esta baixa mobilidade faz com que os elementos traço

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se acumulem, provocando profundas modificações no metabolismo, podendo levar a morte. Uma vez que se acumula nos organismos, estes compostos se distribuem pela cadeia alimentar, acumulando progressivamente de um nível trófico para o outro. Desta maneira, podem atingir severamente os organismos do topo da cadeia alimentar, como as populações humanas.

Alguns elementos traço como Mg, Fe, Zn, Mn, Cu, Co, Mo, e B são essenciais para os seres vivos. Ainda que em pequenas concentrações, tem importante papel no metabolismo dos organismos aquáticos, uma vez que participam dos processos fisiológicos, como fotossíntese (Mg toma parte na formação da clorofila), cadeia respiratória (Fe e Cu fazem parte de citrocromos e Fe faze parte da ferrodoxina), e fixação de nitrogênio (Mo faz parte da nitrogenase). Estes elementos podem, quando se encontram em grandes concentrações, apresentar toxidade aos organismos animais e vegetais.

Naturalmente as principais fontes de elementos traço para o ambiente aquático continental são o intemperismo químico de rochas e a erosão de solos ricos nestes materiais. Atualmente outras fontes têm assumido grande importância: atividades industriais; atividade de mineração, efluentes domésticos (pelo lançamento de efluentes), agricultura e poluentes atmosféricos.

A entrada desses poluentes nos corpos hídricos podem ser fontes pontuais, quando se tem um ponto de emissão (no caso tubulações, emissários posicionados diretamente no corpo hídrico). A entrada de elementos traços em corpos hídricos pode advir de fontes difusas, como o caso de águas superficiais provenientes de áreas cultivadas com fertilizantes e defensivos agrícolas. A atmosfera constitui-se em uma das principais fontes difusas de elementos traço para os ecossistemas aquáticos. Existem várias fontes que enriquecem a atmosfera com elementos traço, que por precipitação úmida e seca podem atingir o ambiente aquático. Dentre estas fontes destacam-se as fontes naturais, como o aerosol marinho, queimadas naturais, partículas de origem vulcânica, e outras carregadas pelo vento (poeira), e principalmente as fontes antrópicas, emissões industriais diretamente na atmosfera, veículos a combustão e outras.

4.13 Cianeto

O íon cianeto (CN-) é oriundo da dissociação do Cianeto de Hidrogênio (HCN) e demais sais que contenham cianeto, tais como o Cianeto de Sódio e o Cianeto de Potássio, os

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quais ocorrem no meio ambiente tanto através de processos naturais quanto atrópicos (HARPER e GOLDHABER, 1997). Contudo, segundo Harper e Goldhaber (1997) e Infoágua (2012), grande parte dos compostos que contem cianeto são oriundos da atividade humana. Destacam-se os efluentes das indústrias galvânicas e químicas, o processamento de minérios, a exaustão veicular, a queima de resíduos sólidos urbanos, a lixiviação de pesticidas e rodovias como as principais atividades responsáveis pela inserção de cianeto na água e no solo.

Quando o pH do meio for neutro, há a tendência de que o cianeto apresente-se na forma de Cianeto de Hidrogênio. Infoágua (2012) salienta que a forma dissociada do cianeto é muito mais tóxica aos organismos aquáticos do que qualquer outra e, neste sentido, a variação no valor de pH pode ser diretamente influente. Sua característica tóxica aos organismos vivos está relacionada ao fato do cianeto combinar-se com o ferro da hemoglobina sanguínea, bloqueando a recepção e transporte de oxigênio pelo corpo.

4.14 Fenóis

Os fenóis (ácidos carbólicos) são funções orgânicas caracterizadas por uma ou mais hidroxilas ligadas a um anel aromático (RODRIGUES, 2006). Segundo CETESB (2010), os fenóis possuem predominantemente origem antrópica, chegando aos recursos hídricos através da descarga de efluentes industriais provenientes de atividades de processamento de borracha, colas, adesivos, resinas, componentes elétricos e siderurgia. São tóxicos ao homem, aos organismos presentes nos recursos hídricos e até mesmo aos microorganismos presentes em Estações de Tratamento de Efluentes (ETE).

4.15 Surfactantes Aniônicos

Os surfactantes, popularmente denominados detergentes, são compostos capazes de alterar as propriedades superficiais e interfaciais de um líquido. Analiticamente falando, são compostos “[...] que reagem com o azul de metileno sob condições específicas” (CETESB, 2010). Além de alterarem a tensão superficial da água, diminuir a entrada de luz no recurso hídrico e ser tóxico aos microorganismos, são responsáveis pela geração de espumas, as quais causam um efeito visual desagradável. Por fim, CETESB (2010) destaca que estes compostos têm sido responsabilizados pela aceleração da eutrofização em corpos d’água. “Além da

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maioria dos detergentes comerciais empregados possuírem fósforo em suas formulações, sabe-se que exercem efeito tóxico sobre o zooplâncton, predador natural das algas” (CETESB, 2010).

4.16 Clorofila-a

Clorofila-a é o pigmento fotossintético presente em todos os organismos fitoplanctônicos sejam eucarióticos (algas) ou procarióticos (cianobactérias) e é utilizado como parâmetro de biomassa algal, pois quanto maior a quantidade de clorofila, maior a taxa de crescimento dos organismos. Um dos problemas na determinação da clorofila-a é que este pigmento varia na célula fitoplanctônica conforme o estado fisiológico e a espécie. Este parâmetro é utilizado como indicador da biomassa de algas e, apesar do conteúdo de clorofila por célula variar grandemente, conforme o estado fisiológico e a espécie, sua correlação com a densidade celular é bem próxima. (KURODA, 2005; MERELLO, 2005)

4.17 Potencial Redox

Potencial redox é uma expressão usada para determinar o grau de processos químicos em que ocorrem reações de redução-oxidação, é uma variável da intensidade de uma reação global do potencial de oxi-redução no sistema e não à capacidade do sistema para a oxidação ou reações específicas de redução (LIMA, 2010 apud VANCE, 1996).

Segundo Miozzo (2008, apud LIMA, 2010) de modo geral, o potencial redox tem grande influência na química e bioquímica da água, pois várias funções dos organismos vivos aquáticos, como a respiração, dependem do grau de oxi-redução da água. Se há um alto conteúdo de oxigênio (O2), os valores redox são altos, enquanto que em caso de concentração

baixa de O2, ou em sua ausência, processos redutivos são dominantes, como, por exemplo, a

respiração anaeróbica de bactérias. Durante esses processos há a produção de uma pequena carga elétrica que é produzida pela transferência de elétrons entre vários átomos e moléculas na água. Essa carga elétrica é medida em mili-Volts e serve para determinar o valor de potencial redox na água. A contaminação de águas continentais usualmente age de maneira redutiva, e água poluída sempre tem medidas de potencial redox bem inferiores à de água não poluída.

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A seguir são apresentados os resultados da primeira campanha de amostragem de qualidade da água, realizada em setembro de 2012. Os resultados são apresentados separados em cada bacia hidrográfica através de mapas temáticos indicando a qualidade da água por índices, destacando-se os aspectos mais relevantes referentes aos parâmetros analisados. Salienta-se que os dados de vazão serão apresentados nos próximos relatórios, bem como os resultados referentes ao andamento das atividades de elaboração de mapas de uso e cobertura do solo.

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5.1 Bacia do Belo

A bacia hidrográfica do Arroio Belo está localizada na porção sul do município, drenando a parte sudoeste da região urbana municipal, com área inserida totalmente na bacia do Rio Caí. A região norte/nordeste da bacia possui uma concentração populacional maior que sua área à jusante. Nesta bacia foram alocados 4 pontos de amostragem, cujos resultados referentes à primeira campanha de amostragem são apresentados na Tabela 5. Os pontos estão alocados respectivamente ao longo do curso principal do Arroio Belo, buscando identificar o comportamento do rio em relação à depuração do curso d'água.

Tabela 5 - Resultados de análise físico-química e biológicas dos pontos da bacia hidrográfica do Arroio Belo (setembro/2012)

Parâmetros Belo 1 Belo 2 Belo 3 Belo 4

pH a 25°C 7,04 7,61 7,41 7,47 Temperatura da amostra (°C) 13,67 13,3 13,47 13,94

Temperatura do ar (°C) 9 9 8,5 10,5 Condutividade (µS/cm a 20°C) 188 162 109 93 Oxigênio dissolvido (mg O2/L) 12,8 12,22 13,13 13,5

Turbidez (NTU) 4,5 5,1 3,9 2,7 Sólidos totais (mg/L) 134 129 88 85 Sólidos suspensos totais (mg/L) <10 <10 <10 <10 Demanda química de oxigênio (mg O2/L) 12 22 <5 6 Demanda bioquímica de oxigênio (mg O2/L) 5,27 8,5 1,73 1,25

Nitrogênio amoniacal (mg NH3-N/L) 4,19 2,59 0,33 0,09 Nitrogênio total kjeldahl (mg N/L) 4,2 2,63 0,69 0,2

Nitrato (NO3- mg/L) 13,72 15,21 14,98 14,75 Fenol (ug/L) <1 <1 <1 <1 Surfactantes (mg/L) 0,24 0,188 0,091 0,11 Fósforo total (mg P/L) 1,097 0,761 0,49 0,275 Cianetos (mg/L) <0,01 <0,01 <0,01 0,01 Clorofila a (mg/m3) 2,67 2,67 2,67 2,67

Escherichia coli (NMP/100mL) 2,40E+03 4,90E+03 2,40E+03 7,90E+02 Coliformes termotolerantes (NMP/100mL) 7,00E+03 1,30E+04 3,30E+03 3,30E+03

Alumínio Total (mg/L) 0,75 0,57 0,475 0,421 Chumbo Total (mg/L) <0,118 <0,118 <0,118 <0,118 Cobre total (mg/L) <0,023 <0,023 0,1 <0,023 Cromo total (mg/L) <0,04 <0,04 <0,04 <0,04 Níquel total (mg/L) <0,053 <0,053 <0,053 <0,053 Zinco total (mg/L) <0,034 <0,034 <0,034 <0,034 ORP (mV) 175 240 328 340 Sólidos totais dissolvidos (mg/L) 122 105 71 61

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A partir da tabela de resultados apresentadas, identifica-se que o pontos localizados na área de maior influência antrópica (pontos Belo 1 e Belo 2), ou seja, mais próximos ao perímetro urbano apresentaram maiores concentrações em termos de matéria orgânica, e nutrientes como fósforo e formas de nitrogênio, em especial formas amoniacal que correspondem a despejos recentes de esgoto doméstico. Ocorre o mesmo comportamento para a presença de coliformes e sólidos totais e dissolvidos, indicando a presença de influência antrópica. Em termos de metais traço, os pontos analisados não apresentaram concentrações significativas, não ultrapassando os valores do limite de detecção do método. Verifica-se que na direção da foz, e após ter percorrido um trecho declivoso (pontos Belo 3 e Belo 4), ocorre redução na carga de matéria orgânica (menor que 2 mg/L) e nitrogêno amoniacal (inferior a 0,5 mg/L), mas aumentam as concentrações de nitrato, resultado do processo de oxidação do corpo d'água. As concentrações de oxigênio aumentam em direção à foz, aumentando também os valores de ORP, indicando melhora na qualidade da água.

Essa característica também pode ser evidenciada pelos índices calculados. A Tabela 6 apresenta os resultados numéricos referentes aos índices de qualidade da água (IQA) e Índice de Estado Trófico (IET) para os pontos amostrados na bacia do Arroio Belo.

Tabela 6 - Resultados de IQA e IET para os pontos de amostragem da bacia hidrográfica do Arroio Belo (campanha setembro 2012)

Ponto IQA Classificação IET Classificação RHC Belo 1 52,49 Regular 64,45 Supereutrófico RHC Belo 2 52,09 Regular 63,50 Supereutrófico RHC Belo 3 61,69 Regular 62,36 Eutrófico RHC Belo 4 67,84 Regular 60,87 Eutrófico

A Figura 9 e Figura 10 apresentam os mesmos resultados de forma georreferenciada. Observa-se que a qualidade da água aumenta de montante para jusante, verificado através dos valores de IQA. Isso é ocasionado pelo processo de oxidação de material orgânico e pelo aumento da vazão devido aos canais laterais contribuintes, proporcionando maior diluição dos compostos presentes.

Especificamente em relação ao estado trófico, que está relacionado à presença de fósforo e clorofila, identifica-se um comportamento semelhante, com características supereutróficas na região de montante da bacia, a qual drena a área urbana, e característica eutrófica, devido às menores concentrações de fósforo, em ponto localizados na porção central e próximo à foz da bacia hidrográfica do Arroio Belo.

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Figura 9 - Índice de Qualidade da Água do Arroio Belo Qualidade da Água Ótima Boa Regular Ruim Péssima Qualidade da Água Ótima Boa Regular Ruim Péssima

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Figura 10 - Índice de Estado Trófico do Arroio Belo

Classes de Estado Trófico

Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Supereutrófico Hipereutrófico

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