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“Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários

na gestão de recursos hídricos”

por

Daniel Forsin Buss

Tese apresentada com vistas à obtenção do título de Doutor em Ciências na área de Saúde Pública

Orientador: Prof. Dr. Josino Costa Moreira

Rio de Janeiro, agosto de 2008

Esta tese, intitulada

“Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários

na gestão de recursos hídricos”

apresentada por

Daniel Forsin Buss

foi avaliada pela Banca Examinadora composta pelos seguintes membros:

Prof. Dr. Pedro Roberto Jacobi

Prof. Dr. Reinaldo Luiz Bozelli

Prof.a Dr.a Tânia Cremonini De Araújo-Jorge

Prof. Dr. Carlos Machado De Freitas

Prof. Dr. Josino Costa Moreira – Orientador

Tese defendida e aprovada em 08 de agosto de 2008.

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz iii

Agradecimentos

Agradeço às pessoas e entidades que colaboraram na realização deste trabalho:

Ao pessoal do Laboratório de Avaliação e Promoção da Saúde Ambiental, que há tanto

tempo me acolheu – e tão bem – tendo me apoiado desde a iniciação científica a este

doutorado. Especial agradecimento à Darcílio Baptista, eterno orientador e amigo,

Marisa Soares, César “Corning” Coelho, Magali Barreto, Riccardo Mugnai, Julio

Vianna, Davi, Lenira e Róbson – pessoas que sempre ajudaram muito.

Ao meu orientador, Josino Costa Moreira, pelo super apoio e valiosos ensinamentos que

às vezes eu teimo em não aprender (“isso é um projeto de vida... e ela segue após a tese!

Bota um ponto final nisso!”).

À minha querida equipe de trabalho, alunos e colaboradores – a tropa de elite –, pela

amizade, por aturarem as “broncas” e por permitirem que este trabalho fosse feito:

Luciana Leda, Érika Borges, Yvaga Poty, Anderson Vitorino, Juliana Oliveira, Patrícia

Novaes, Ricardo Agum, Valesca Alves e Fernando Reiff. Continuo contando com

vocês!

À turma de estagiários do Paraná, Enéas Jung, Caroline Cichoski, Marcelo Remor,

Itamar da Rosa e Priscila Colombelli, pelo empenho e ajuda.

Aos voluntários que participaram deste projeto, o meu muito obrigado. É incrível o grau

de conexão, o carinho e a energia que passam. Agradeço nominalmente: Comunidade da

bacia do Rio Xaxim – Adriano Fachi, Ana Paula Amorim, Bruna Ampessan, Cleonir

Ceretta, Daniel Yamada, Diancley Damazio, Eduardo Bortoluzzi, João Claudio

Reginatto, Juliana Amorim, Karine Zenoni de Ré, Mandiego Gervasoni, Marcos

Antônio Gasparin, Mariane Gasparin, Marinês Zenoni de Ré, Michelle Marafon, Neusa

Bortoluzzi, Obdiel Pereira de Souza, Rosangêla Camila da Costa, Samara Buss, Scheila

Ceretta, Vanderlei Bortoluzzi, Natalia Sousa, Guilherme Daleaste, Anderson de

Oliveira, Yuri Carmona. Comunidade da bacia do Rio Sabiá – Alessandra Michelon,

Alexsander Rissaide, Danielly Suzin, Diogo Oliveira, Elaine Grassi, Elenir Michelon,

Fábio Rodrigo Corso, Gabriel Nunes Soares, Gilberto Pieri, Jessica Raquel Berwian,

Kened Willer, Larissa Zorzin, Marcio Zorzin, Marlene Bozio Mattana, Nilda Suzin,

Rodrigo Michelon, Severina Michelon, Tiales Parizotto, Valdinei Alves, André Luiz

Bozio, Zilmar Bozio. Comunidade da bacia do Rio Lopeí – Alexandre José Reis, Ana

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz iv

Kolling, Carlos Augusto Francisco, Daniela Daga, Deivit Gross, Fabiane Aparecida

Steffens, Flavio Machado, Giovana Becker, Inelmo João Kolling, Jheison Thiago Reis,

Maicon Thomas Desordi, Micheli Lucini, Ricardo Luiz Reis, Severino Capellet, Simone

Patrícia Lucini. Comunidade da bacia do Rio Toledo – Adriano Schenkel, Alessandra

Rauber, Alexandre Heinle, Alexsandro Lochaider, Aline Sulzbocher, Amanda Luiz,

Ana Paula Rauber, Andressa Wille, Angélica Rauber, Bárbara Manzattii, Bruna

Berwanger, Cláudia Regina Peters, Claudia Wesseling, Délis Taynã Kunzler, Dinara

Horlando, Elaine Szumouski, Fabiano José Braun, Fábio Antonio Braun, Fernanda

München, Francielle Klassen, Gabriela Vasconcelos, Gabryela Maiyara Barp, Giovani

Tem Pass, Guilherme Lenz, Jean Rodrigo Orlando, Jéssica Klein, Kelin Rauber, Lucas

Bourscheid, Lucimar Kuhn, Nadir Wille, Natali Klein, Neli Senger, Paula Klassen,

Paulo Becker, Paulo Ricardo Junior, Raul Fernando Wesseling, Rejane Flech Rauber,

Ricardo Tem Pass, Sidnei Stodler, Solange Santana, Thais Orlando.

À Itaipu Binacional, que ao longo desses dois anos nos apoiou integralmente. Agradeço

ao Nelton Friedrich, Matheus, Cordoni, Leila Alberton, Vilmar, Cidão (que

prematuramente nos deixou), Suzuki, Meron, Dutra, Jocylaine e Marcelo – incansáveis

no apoio à organização das ações. Agradecimento especialíssimo à Simone Benassi, por

ter acreditado na idéia, pelo empenho e pela grande amizade.

E agradeço às pessoas que fizeram parte da minha “outra” vida, não-acadêmica, e que

sem vocês eu nada seria:

À gauchada da minha família, tios e primaiada: Silvia, Paulinho, Clóvis, Tânia, Márcia,

Moacir, Mariana, Marcelo, Marcos, Andréa, Maurício, Lúcia, Gustavo, Marília, ao

pessoal de Jaguari e a todos. E, claro, à minha avó, Cecília, que nos ensinou o real

significado da palavra família.

Ao meu pai, Paulo, por ser o meu maior modelo, ídolo, fã e amigo – grande responsável

por eu ser quem sou.

À minha mãe, Carmela, por querer que eu fosse economista... agora cheia de orgulho.

Obrigado pelo carinho. Ao Gil – por ter me tornado flamenguista e pelas eternas

discussões neoliberais vs. socialistas – e Gabi, maninha querida que apesar da distância

está sempre próxima em pensamento.

À Dany, pelos cuidados, carinho, apoio e amor incondicional.

E aos amigos por todos os momentos de alegria!

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz v

Sumário

Resumo......................................................................................................................................................................... 1

Abstract....................................................................................................................................................................... 2

Apresentação Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários na gestão de recursos hídricos............................................................................................ 3

Capítulo 1 Application of Rapid Bioassessment Protocols (RBP) for Benthic Macroinvertebrates in Brazil: Comparison between Sampling Techniques and Mesh Sizes.............................................................................. 22

Capítulo 2 Rapid Bioassessment Protocols for benthic macroinvertebrates in Brazil: evaluation of taxonomic sufficiency.................................................................................................................................................................... 41

Capítulo 3 Desenvolvimento de um índice biológico para uso de voluntários na avaliação da qualidade da água de rios........................................................................................................................................................................... 61

Capítulo 4 Estudo de caso: Programa participativo de avaliação integrada e monitoramento da qualidade da água de rios da bacia do Paraná III.................................................................................................................................... 81

Conclusão Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários na gestão de recursos hídricos............................................................................................ 161

Anexo Material audiovisual anexo ao documento Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários na gestão de recursos hídricos................ 164

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz 1

Resumo

A Lei das Águas (Lei 9.433/97) foi o marco legal para o estabelecimento de uma nova

cultura na gestão dos recursos hídricos. A lei preconiza que a gestão deve ser

descentralizada e contar com a participação do Poder Público, dos usuários e da

sociedade civil organizada. No entanto, o que se observa é o fortalecimento de alguns

setores, enquanto outros ainda não se encontram suficientemente preparados para atuar

nos mesmos níveis. Além disso, a falta de informação sobre a qualidade dos

ecossistemas aquáticos impede a sistematização de bancos de dados abrangentes, o que

por sua vez prejudica o direcionamento de políticas e a construção dos planos de ação

para os recursos hídricos nas diversas esferas de governo com reflexos sobre a saúde das

populações. As soluções para o estabelecimento desse novo modelo de gestão são o

empoderamento dos atores sociais, em todos os níveis, e a produção de dados com

qualidade, para nortear as discussões e a tomada de decisões. Esta tese de doutorado

teve como objetivos contribuir para esses dois aspectos, ao testar e propor métodos mais

eficazes para a realização do monitoramento da qualidade das águas de rios e ao aplicar

estes procedimentos em um programa de capacitação de agentes comunitários

voluntários. O teste dos métodos permitiu a proposta de estabelecimento de um

Protocolo de Bioavaliação Rápida. De forma a aplicar esses conhecimentos, foi

desenvolvido um índice biológico para uso por voluntários (IBVol), que demonstrou

sensibilidade para detectar diferentes condições ecológicas. O uso destas informações

ocorreu em cursos de educação ambiental e científica com mais de cem voluntários de

quatro municípios da bacia do Rio Paraná III. Além da possibilidade de uso dessas

ferramentas na realização das análises da água, diversas ações de mitigação e prevenção

de impactos ambientais foram observadas nas comunidades envolvidas, reforçando a

percepção de que a estrutura do projeto não só forneceu informações técnicas, mas

também elementos para uma participação mais efetiva.

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz 2

Abstract

In Brazil, the “Water Legislation” (Law 9.433/97) was a benchmark for the

establishment of a new culture referring to water resources management. According to it

management should be decentralized and stimulate the participation of the governments,

users and civil organizations. However, participation is still asymmetric, with few

strong stakeholders and many others not yet prepared to act at the same level. Besides,

the lack of information on the quality of aquatic ecosystems impair the creation of

comprehensive data banks, hindering political solutions and the development of action

plans, with impacts on human and ecosystem health. To solve these problems and to

implement this new model of management, weakest stakeholders should be empowered,

at all levels, and information on water resources should be qualified, in order to guide

discussions and decision making. The scope of this thesis was to contribute with the

testing of adequate methods for stream monitoring and assessment, and in the training

of volunteer monitors for the application of these procedures. The testing of methods

allowed the proposition of a Rapid Bioassessment Protocol. For public involvement, a

biotic index was developed for volunteer monitoring and assessment of wadeable

streams (IBVol). This index was robust enough to separate different environmental

conditions, even in different regions. This information was used in scientific and

environmental education programs for more than 100 volunteers in four municipalities

of Parana III watershed – south of Brazil. Results showed that besides the possibilities

of using these methods for watchdogging activities, it stimulated actions of public

mobilization to mitigate and prevent environmental impacts. Therefore, the structure of

this project not only provided technical information for the participants and other

stakeholders, but contributed for a more effective participation.

Apresentação

Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários na gestão de recursos hídricos

Texto compilado de:

Buss, D.F. 2006. Possibilidades da participação pública em programas de biomonitoramento de rios. Boletim da Sociedade Brasileira de Limnologia, 35 (2): 42-47.

Buss, D.F. 2007. Biomonitoramento participativo como instrumento de gestão. Palestra proferida no Workshop de Bacias Hidrográficas: Experiências e metodologias, UFMG, Belo Horizonte.

E capítulos subseqüentes deste documento.

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz – Apresentação 4

Cada vez mais, a proteção, conservação e aproveitamento racional dos recursos hídricos

vêm ganhando reconhecimento do poder público, centros de pesquisa, entidades da

sociedade civil e movimentos sociais. Em função de suas várias dimensões (biológica,

cultural, política e econômica), a água torna-se um eixo vital das relações sociais,

potencializando os conflitos de interesses e de valores inerentes à sociedade de classes

(Victorino 2003). Nesse sentido, a criação de políticas de recursos hídricos exigiu uma

abordagem integrada considerando os aspectos sócio-econômicos e o papel dos

diferentes atores sociais para a implantação de uma gestão que garanta seus múltiplos

usos de forma racional e sustentável (Christofidis 2003).

O interesse sobre a participação pública na gestão dos recursos hídricos vem

aumentando e é apontada como estratégica para o século XXI. De acordo com o

documento das Nações Unidas, Agenda 21 (CNUMAD 1992 – Capítulo 18) e outros

documentos posteriores:

“O manejo integrado dos recursos hídricos baseia-se na percepção da água

como parte integrante do ecossistema, um recurso natural e bem econômico e

social cujas quantidade e qualidade determinam a natureza de sua utilização.

Com esse objetivo, os recursos hídricos devem ser protegidos, levando-se em

conta o funcionamento dos ecossistemas aquáticos e a perenidade do recurso, a

fim de satisfazer e conciliar as necessidades de água nas atividades humanas.

Ao desenvolver e usar os recursos hídricos deve-se dar prioridade à satisfação

das necessidades básicas e à proteção dos ecossistemas”.

Para o programa de desenvolvimento e manejo integrado dos recursos hídricos prevê-se

a preparação de recursos humanos da seguinte forma:

“Para delegar o manejo dos recursos hídricos ao nível adequado mais baixo é

preciso educar e treinar o pessoal correspondente em todos os planos e

assegurar que a mulher participe em pé de igualdade dos programas de

educação e treinamento. Deve-se dar particular ênfase à introdução de técnicas

de participação pública, inclusive com a intensificação do papel da mulher, da

juventude, das populações indígenas e das comunidades locais. Os

conhecimentos relacionados com as várias funções do manejo da água devem


ser desenvolvidos por governos municipais e autoridades do setor privado,

organizações não-governamentais locais/nacionais, cooperativas, empresas e

outros grupos usuários de água. É necessária também a educação do público

sobre a importância da água e de seu manejo adequado. (...) Para implementar

esses princípios, as comunidades precisam ter capacidades adequadas. Aqueles

que estabelecem a estrutura para o desenvolvimento e manejo hídrico em

qualquer plano, seja internacional, nacional ou local, precisam garantir a

existência de meios para formar essas capacidades os quais irão variar de caso

para caso. Elas incluem usualmente: (a) programas de conscientização, com a

mobilização de compromisso e apoio em todos os níveis; (...); e (f) partilha de

conhecimento e tecnologia adequados, tanto para a coleta de dados como para

a implementação de desenvolvimento planejado, incluindo tecnologias não-

poluidoras e o conhecimento necessário para obter os melhores resultados do

sistema de investimentos existente”.

No Brasil, a partir da Constituição Federal de 1988, os processos de participação da

sociedade na formulação e gestão das políticas públicas começam a ser claramente

legitimados (Jacobi 2002). Neste contexto, foram criados os Conselhos deliberativos em

todos os níveis de governo, com o objetivo de serem espaços participativos e

democráticos para a formulação, avaliação e controle das políticas públicas.

Nesses vinte anos que se seguiram, o país buscou se afastar cada vez mais de um

modelo de gestão institucionalmente fragmentado, adotando um sistema que tem seus

fundamentos na descentralização participativa. Nele, o Estado, apesar de manter o

domínio sobre a água, descentraliza a gestão permitindo a participação da sociedade e

dos usuários de água através de entidades especialmente criadas.

A Lei das Águas (Lei 9.433/97) foi o marco legal para o estabelecimento dessa nova

cultura. A lei registra como primeiro objetivo “assegurar à atual e às futuras gerações a

necessária disponibilidade de água, em padrões de qualidade adequados aos respectivos

usos” (art. 2o, I). A referência explícita às gerações futuras reflete a preocupação com a

sustentabilidade, já que, apesar de contar com cerca de 12% dos recursos hídricos do

planeta, possui problemas de escassez em algumas regiões, inclusive nas mais

industrializadas (Tundisi 2003).


A lei possui caráter inovador e moderno, principalmente quando propõe que a gestão

participativa deve ser feita não somente entre os níveis estadual e federal, mas também

envolvendo os níveis de base. E vai além, quando institui o Sistema Nacional de

Gerenciamento de Recursos Hídricos tendo a bacia hidrográfica como unidade

territorial de planejamento e gestão: trata-se de um redelineamento territorial que paira

sobre as divisões político-administrativas tradicionais entre municípios.

Em seu sexto fundamento, a lei aponta que a gestão de recursos hídricos deve ser

descentralizada e contar com a participação do Poder Público, dos usuários e da

sociedade civil organizada.

Para o estabelecimento desse modelo de gestão, diversas estruturas políticas foram

criadas, dentre as quais se destacam os Comitês de Bacias Hidrográficas, os Conselhos

estaduais e federal e as Organizações Civis de Recursos Hídricos. Esta estrutura visa à

promoção de uma negociação social através da formação de espaços nos quais todos os

atores sociais envolvidos podem expor seus interesses e discuti-los de forma

democrática.

No entanto, o que se vê muitas vezes nesses órgãos de gestão dos recursos hídricos é a

questão da participação assimétrica de alguns atores sociais nas tomadas de decisão,

onde alguns setores são fortalecidos, enquanto outros ainda não se encontram

suficientemente preparados para a participação nos mesmos níveis. Assim, corre-se o

risco de que essas estruturas sirvam somente para legitimar alguns interesses dos

segmentos mais articulados.

O envolvimento dos cidadãos na gestão de recursos hídricos é fundamental, tendo em

vista as dimensões continentais do Brasil e as próprias características do setor, que

impossibilitam iniciativas centralizadas ou exclusivamente governamental para o trato

com a água. Não só no gerenciamento das águas como em outras iniciativas de

conservação e proteção ambiental, os movimentos sociais brasileiros têm sido

responsáveis por boa parte dos avanços, embora falte maior articulação e o

reconhecimento das mídias, do público e dos governos para que esses grupos ampliem

sua eficácia e abrangência de ação.

As soluções para o estabelecimento de uma gestão descentralizada são particulares e

dependem dos contextos sócio-ambientais. No entanto, duas facetas são universalmente


importantes: o empoderamento dos atores sociais, em todos os níveis, e a produção de

dados com qualidade, para nortear as discussões e a tomada de decisões (UNESCO,

2003).

Monitoramento biológico como ferramenta de avaliação da qualidade das águas

A falta de informação sobre a qualidade dos ecossistemas aquáticos impede a

sistematização de bancos de dados abrangentes, o que por sua vez prejudica o

direcionamento de políticas e a construção dos planos de ação para os recursos hídricos

nas diversas esferas de governo com reflexos sobre a saúde das populações.

Parte do problema reside nas ferramentas tradicionais de análise da qualidade das águas

– baseadas em parâmetros físicos, químicos e bacteriológicos – que são ineficientes na

avaliação da qualidade estética, recreativa e ecológica dos ecossistemas aquáticos por

representarem a situação hídrica apenas no momento em que as amostras foram

coletadas, como em uma fotografia instantânea (Cairns Jr & Pratt 1993, Buss et al.

2003). Isto faz com que seja necessário um grande número de análises, geralmente

custosas, o que inviabiliza seu uso para a realização de um monitoramento temporal

eficiente.

As vantagens de utilizar abordagens integradas para a avaliação ambiental já vêm sendo

apontadas por pesquisadores desde a década de 1970. As abordagens mais modernas

levam em conta não somente as metodologias tradicionais, mas também parâmetros

ambientais e biológicos, a fim de obter um espectro completo de informações sobre o

ecossistema (Rosenberg & Resh 1993, USEPA 1997).

O uso de parâmetros biológicos para medir a qualidade da água se baseia nas respostas

dos organismos em relação ao meio onde vivem. Como os rios estão sujeitos a inúmeros

distúrbios ambientais, a biota aquática reage de alguma forma a esses estímulos, sejam

eles naturais ou antropogênicos (Washington 1984). Monitoramento biológico, ou

biomonitoramento, é definido como o uso sistemático das respostas de organismos

vivos para avaliar as mudanças ocorridas no ambiente, geralmente causadas por ações

antropogênicas (Matthews et al. 1982).


Apesar do desenvolvimento de metodologias de avaliação com diversos organismos, o

grupo de macroinvertebrados bentônicos é o mais testado e utilizado em todo o mundo

(Rosenberg & Resh 1993). Estas comunidades têm sido amplamente utilizadas por uma

série de razões: 1) são ubíquos, podendo ser afetados por perturbações em praticamente

todos os ambientes aquáticos e em todos os períodos; 2) a grande variedade de espécies

oferece um amplo espectro de respostas às variações; 3) em rios de pequenas

dimensões, a fauna pode ser extremamente rica, enquanto esses ambientes podem não

comportar a fauna de peixes; 4) a natureza basicamente sedentária de várias espécies

leva a uma eficiente análise espacial dos poluentes e efeitos nas populações existentes;

4) por estarem associados ao fundo do rio, refletem não apenas a qualidade da água,

mas também a do sedimento; 5) apresenta metodologias de coleta simples e de baixo

custo, que não afetam adversamente o ambiente; 6) são relativamente fáceis de

identificar com as metodologias existentes.

Em consonância com tais objetivos, a legislação brasileira teve grandes avanços nas

últimas décadas no que diz respeito ao estabelecimento de ferramentas e diretrizes para

a avaliação e a conservação dos ecossistemas aquáticos. Dentre esses, novamente

destaca-se a Lei 9.433/97, que estabelece a Política Nacional de Recursos Hídricos,

além da Resolução Conama 274/00 que estabelece os padrões de qualidade para a

balneabilidade, e a Resolução Conama 357/05 que revê os padrões para a classificação

dos corpos d’água segundo seus usos, estabelecendo os limites para lançamento de

efluentes para cada classe. Neste último, pela primeira vez o uso de instrumentos de

avaliação biológica é citado (artigo 8o, parágrafo 3o): “a qualidade dos ambientes

aquáticos poderá ser avaliada por indicadores biológicos quando apropriado, utilizando-

se organismos e/ou comunidades aquáticas”. Mas, apesar desses avanços, ainda há uma

lacuna a ser preenchida, pois a legislação, não faz qualquer menção à padronização dos

métodos a serem usados no monitoramento biológico.

A segunda parte do problema é institucional: mesmo com o esforço recente das agências

ambientais, o número de corpos d’água avaliados tem sido insuficiente para atender às

demandas. Além disso, o monitoramento é realizado esporadicamente, ou com longa

periodicidade, e utilizando apenas as técnicas tradicionais. Apenas algumas agências

incorporaram as análises biológicas em seus protocolos e, ainda assim, na maior parte

só as utilizam em rios de grande porte (CETEC 1998, CETESB 2004).


A participação pública no monitoramento dos recursos hídricos

No que diz respeito à formação do público para o manejo dos recursos hídricos, e a fim

de desenvolver capacidades e massa crítica para a gestão, algumas experiências vem

sendo desenvolvidas em diversos países. Dentre outras, o treinamento do público leigo,

em caráter voluntário, com técnicas de avaliação ambiental (um processo cujo conceito

denominaremos aqui de “monitoramento participativo”), é uma das que parecem ter boa

capacidade de aplicação no Brasil. No EUA, um país com dimensões continentais como

o Brasil, essas atividades permitem que sejam monitoradas áreas muito mais extensas,

com maior freqüência do que as agências ambientais dariam conta e com custos mais

baixos (Maas et al. 1991, Markusic 1991, Levy 1998). Esses grupos, desde que tenham

treinamento adequado, produzem dados confiáveis, a ponto de serem considerados

como dados oficiais pelo órgão ambiental daquele país (Mattson et al. 1994, Engel &

Voshell 2002).

Um modelo de participação pública na gestão dos recursos hídricos – o EUA e o Clean

Water Act

No EUA, país de grandes dimensões e problemas ambientais graves, principalmente no

que diz respeito aos resíduos industriais, uma solução encontrada para a realização mais

eficiente do monitoramento ambiental foi a de envolver as comunidades locais (Mayio

1994).

Em relação aos recursos hídricos, a Federal Water Pollution Control Act, conhecida por

Clean Water Act, promulgada em 1972, determina que os estados avaliem a qualidade

de seus rios e lagos pelo menos uma vez a cada dois anos e que enviem os resultados

para a agência de proteção ambiental (Environmental Protection Agency – EPA). A

agência, por sua vez, analisa e divulga esses resultados em relatórios ao público.

A Seção 305(b) dessa Lei aponta que cada Estado deve preparar e submeter bienalmente

um relatório incluindo a descrição da qualidade das águas navegáveis; os procedimentos

do Estado para a proteção da biodiversidade aquática; os procedimentos para controle

das atividades de recreação das populações humanas; uma estimativa dos impactos


ambientais, dos custos e benefícios econômicos e sociais dessas atividades; e uma

descrição dos impactos causados por poluição não-pontual (USEPA 2007).

Desde sua promulgação, cada vez mais os Estados foram percebendo que a informação

coletada por técnicos e outros profissionais não eram suficientes – muitos corpos d’água

não estavam sendo monitorados, pois consumiam altos custos, e a tarefa de monitorar

todos os corpos d’água de um estado era simplesmente enorme. Como resultado, menos

de 9% dos corpos d’água estavam sendo incluídos nos primeiros anos do relatório.

A maioria dos órgãos ambientais não aceitava que grupos de voluntários pudessem

coletar e analisar corretamente a qualidade das águas. No entanto, na medida que as

agências ambientais começaram a ver os problemas das águas se acentuando e seus

orçamentos sendo reduzidos, desde 1989, a EPA tem encorajado os Estados a usarem

em seus relatórios quaisquer dados sobre as águas que tiverem disponíveis (Lee 1994).

Pela primeira vez, a EPA explicitamente identificou os dados dos voluntários como uma

fonte potencial para os estados avaliarem suas águas. Por “avaliação” entendiam-se

todas as informações, inclusive as menos rigorosas. Outra categoria, a dos dados

“monitorados”, era reservada para dados coletados por profissionais.

Durante esse período, inúmeras avaliações sobre a qualidade das informações geradas

pelos grupos de voluntários foram realizadas, aperfeiçoando os métodos de coleta e

análise utilizados. Em 1991, a EPA informou aos Estados que poderiam considerar os

dados produzidos pelos voluntários como “monitorados”, juntamente com os dados

coletados e analisados pelos profissionais.

O relatório 305(b) da EPA (USEPA 2007) relata que 27 estados contam com dados

coletados por grupos de voluntários, embora existam grupos organizados em 45 Estados

e no Distrito de Columbia. O uso dos dados coletados por voluntários é fundamental

para que os tomadores de decisão estaduais identifiquem quais corpos d’água estão

contaminados ou em maior risco de contaminação. A EPA e o Congresso Nacional se

baseiam nesse relatório para definir as políticas públicas nacionais.

Outra abordagem é a de envolver escolares em projetos de monitoramento. Os métodos

utilizados são simplificados em relação aos usados pelos grupos de voluntários e o

principal objetivo é educacional. O esforço de incluir escolas, estudantes e professores

começou em 1985 em Washington e cinco anos depois, já havia 30 grupos em


diferentes condados e 40 escolas “adotando” os rios (no programa adopt-a-stream).

Atualmente, os grupos de voluntários avaliam rios, lagos, estuários, áreas alagadas e

águas subterrâneas, além dos usos da terra, em praticamente todos os Estados do EUA.

A combinação entre dados coletados por grupos de profissionais com os coletados pelos

grupos de voluntários e pelos escolares (esses últimos dados não-oficiais) provê à

comunidade local a possibilidade de envolvimento nas decisões e permite que haja

maior cobrança sobre os governos e aos tomadores de decisão a respeito de seus

recursos hídricos.

Outra característica crescente é juntar a abordagem de monitoramento integrado com

ações mitigadoras ou preventivas dos impactos ambientais. Isso tem feito com que as

pessoas não apenas contribuam no monitoramento, mas tenham papel fundamental na

melhoria de seus rios. Cada vez mais as escolas estão querendo o monitoramento por ser

uma chance de ensino interdisciplinar. Alunos podem discutir problemas reais das

bacias hidrográficas em sua comunidade, trabalhar com matemática e ciências, usar

diferentes linguagens para expressar sua compreensão, entre outros benefícios (Fore et

al. 2001).

Mesmo com esse esforço, no ano 2000 cerca de 19% dos rios do EUA foram avaliados

(mais do que o dobro em relação aos dados de 30 anos antes), aproximadamente

700.000 das 3.700.000 milhas de todos os cursos d’água do país (USEPA 2007).

Desde 1984, o relatório tem revelado que as fontes de poluição não-pontuais, como

agricultura e a rede pluvial urbana, são o principal problema no EUA, sendo mais

importantes do que a poluição por efluentes domésticos municipais e industriais. É

nesse aspecto que o monitoramento biológico apresenta mais benefícios do que as

metodologias tradicionais de avaliação das águas que levam em conta análises físico-

químicas e bacteriológicas. Com a integração dos resultados, do total de milhas

avaliadas, 49% foram consideradas de qualidade inadequada (USEPA 2007).

Esta experiência serve de modelo para a aplicação de ferramentas similares no Brasil e

alguns aprendizados são importantes. Fica claro que para atingir esse estágio de

reconhecimento pelos órgãos ambientais é fundamental que as ferramentas de análise

disponíveis para esse público sejam simples e eficazes na detecção dos problemas


ambientais. Dentre as preocupações com o desenvolvimento dessas ferramentas estão o

nível de identificação dos organismos bioindicadores, as limitações das técnicas de

coleta e o conteúdo técnico transmitido e absorvido pelos voluntários durante os

treinamentos (Penrose & Call 1995).

Implantação dos “Programas Participativos de Avaliação Integrada e

Monitoramento da Qualidade da Água de Rios – Agente das Águas”

A noção de manejo integrado espelha uma mudança progressiva na direção do

desenvolvimento de abordagens que incluam todos os atores sociais, levando-se em

conta as intrincadas conexões entre sociedade, cultura, ciência e ambiente. Para tal, é

necessária maior participação em todos os níveis e profundas modificações na relação

entre estado e sociedade, com implicações nas formas com que o conhecimento é

criado, adquirido e compartilhado.

Segundo Freitas & Porto (2004), o estabelecimento de metodologias participativas é

uma forma de fortalecer os laços comunitários de solidariedade e devem estar orientadas

para o incremento do poder técnico e político das comunidades nos processos decisórios

que afetam o nível local, de modo a reafirmar a democracia nas relações sociais,

políticas, econômicas e culturais, elementos fundamentais para a sustentabilidade e

justiça ambiental.

Um aspecto fundamental a ser levado em conta na aplicação de um programa

participativo de monitoramento é a habilidade em traduzir a informação tanto para os

gestores ambientais quanto para o público em geral. Atualmente, há que se considerar

que parte do conhecimento científico gerado pelas pesquisas biológicas (ou pelas outras

ciências) deva ser direcionada para atender às necessidades da sociedade. Muitas vezes,

a complexidade dos resultados impede a interpretação pelo público leigo e até mesmo

pelos tomadores de decisão, tornando a informação restrita e com baixo poder de

resolução dos problemas. Portanto, é fundamental que esse processo envolva diversos

atores sociais, integrando o meio científico, o político, o social e o econômico, para que

as informações geradas sejam compreendidas e aplicadas adequadamente.


Tendo em vista a necessidade de uso de ferramentas mais eficientes de monitoramento

da qualidade da água e de inclusão das comunidades no processo de gestão de bacias

hidrográficas, desde 1999 venho coordenando dentro do Laboratório de Avaliação e

Promoção da Saúde Ambiental (LAPSA/IOC/FIOCRUZ) os “Programas Participativos

de Avaliação Integrada e Monitoramento da Qualidade da Água de Rios”.

Esses programas têm como objetivos instrumentalizar agentes comunitários voluntários

para a avaliação da qualidade das águas utilizando bioindicadores e auxiliar no

fortalecimento de redes de parcerias para a formação de fóruns participativos para

discutir os problemas ambientais encontrados.

Breve histórico do Programa Agente das Águas – aprendizados e indicadores de

sucesso

No município de Guapimirim, RJ, a FIOCRUZ desenvolveu o projeto em parceria com

a Prefeitura Municipal nos anos de 2000 a 2004. Nos primeiros dois anos, o público

escolar (professores e alunos de 6ª e 7ª séries) de três escolas locais (uma estadual, uma

municipal e uma particular) foi envolvido diretamente, em caráter voluntário e extra-

classe. Os objetivos neste período eram testar metodologias relativamente simples de

coleta e identificação de macroinvertebrados, em nível taxonômico de ordem, seguindo

um índice desenvolvido a partir de trabalhos prévios nesta mesma área, além do uso de

dados físico-químicos e de uma análise da integridade ambiental1.

As aulas eram realizadas uma vez por semana, durante 6 semanas, e a teoria era usada

para favorecer a prática, onde se dava o processo de construção coletiva de cada

conceito. Após a discussão/socialização dos resultados, novos temas/conceitos eram

sugeridos para o encontro da semana seguinte.

As aulas práticas em campo eram realizadas nas localidades onde havia maior

probabilidade de haver problemas ambientais e/ou nas áreas de referência, mais

íntegras. A escolha das áreas era realizada em consenso entre os parceiros do projeto:

segundo o ponto de vista técnico/científico, político/estratégico, dos usos da água e das

representações sociais. 1 Índice traduzido e modificado por D.F.Buss de: U.S. Enviromental Protection Agency. 1999. Rapid Bioassessment Protocols for use in Streams and Wadeable rivers: Periphyton, Bentic Macroinvertebrates and Fish. Washington: EPA, 2nd Ed.


Ao realizarmos a coleta em uma das áreas de referência da bacia do rio Soberbo, a

poucos metros dos limites do Parque Nacional da Serra dos Órgãos, tanto as análises

físico-químicas da água quanto a ambiental indicaram classe de qualidade “excelente”.

No entanto, a análise biológica enquadrava o rio em classe “ruim”, apesar de descrito

em trabalhos prévios como sendo um trecho com alta biodiversidade.

Os alunos decidiram então seguir os princípios da pesquisa qualitativa para investigar os

motivos do possível impacto: após a observação de um fato/fenômeno (a qualidade da

água estava incompatível com o esperado, portanto, haveria um possível impacto),

foram levantadas perguntas (que tipo de impacto e como ocorreu?) e desenvolvida uma

metodologia investigativa (mediante entrevistas com moradores locais).

Através das entrevistas que os alunos conduziram, chegamos à conclusão de que o

problema deveria estar relacionado ao lançamento de cloro na água, fato reiterado em

várias falas e testemunhado por um aluno “estava conversando na varanda da casa (...)

às 23 horas, sentimos um cheiro de cloro que parecia vir do rio (...) fomos até a beira do

rio e vimos uma espuma branca nas margens e um cheiro bem forte de cloro na água”.

De posse dessa nova informação, buscamos investigar o potencial causador do impacto

que, ao que tudo indicava, era a empresa de abastecimento de água da cidade, único

empreendimento próximo à área. Em resumo, descobrimos que comumente nos tanques

de estocagem, a cada dois meses dependendo das condições, parte do cloro armazenado

solidifica, se agregando à parede dos tanques. Para sua remoção, o procedimento padrão

é o jateamento, devendo o cloro ser removido e depositado em local adequado. No

entanto, aparentemente o procedimento adotado em um município de pequeno porte,

cuja fiscalização era precária (e inexistente durante a noite), foi o de liberar o cloro no

rio Soberbo.

Após a empresa negar qualquer lançamento irregular de efluentes, iniciou-se uma

mobilização social, capitaneada pelos alunos, para resolução deste problema junto à

prefeitura e à empresa. A notícia de que alunos podiam analisar a qualidade da água e

detectar problemas ambientais chegou até os meios de comunicação e, em um mês, o

projeto virou destaque de jornais e vários canais de TV.

O processo foi conduzido de forma a não denunciar a empresa, mas mostrar que o

protagonismo juvenil poderia e deveria ser estimulado. A empresa e a prefeitura,


pressionadas pelas associações de moradores e outras organizações civis, concordaram

em financiar o projeto de monitoramento por um ano. Apesar da empresa sempre haver

negado ser a causadora do incidente, “coincidentemente” não foram mais verificados

eventos similares.

A partir desses eventos, muitas pessoas da comunidade se interessaram em participar do

programa, tanto que, desde então o foco foi direcionado à formação de agentes

comunitários voluntários, não envolvendo necessariamente apenas o público escolar.

Assim, atualmente o projeto almeja não somente realizar o diagnóstico da qualidade das

águas, mas também ajudar à comunidade e outros atores sociais a construírem fóruns de

discussão sobre os impactos e potencialidades locais visando, sobretudo, à resolução

dos problemas ligados à saúde humana e dos recursos hídricos.

Após essa profícua experiência, o projeto foi implementado em outros municípios do

Estado do Rio de Janeiro (Paracambi, Nova Friburgo, Rio de Janeiro e Engenheiro

Paulo de Frontin), do Espírito Santo (Domingos Martins, Santa Maria de Jetibá) e do

Paraná (Matelândia, Céu Azul e Toledo), com resultados igualmente animadores.

No município de Paracambi, as ações do monitoramento participativo indicaram que o

Rio dos Macacos (tributário do Ribeirão das Lages, à jusante chamado de Rio Guandu,

usado para o abastecimento da cidade do Rio de Janeiro) tinha suas águas degradadas,

com alto grau de contaminação por efluentes domésticos, pelo município à montante da

bacia, Engenheiro Paulo de Frontin. Os voluntários iniciaram então um programa de

divulgação dos resultados nos dois municípios e junto ao Comitê do Rio Guandu.

Atualmente, o município de Eng. Paulo de Frontin conta com um grupo de voluntários

para determinar as fontes poluentes, além de participarem fornecendo dados utilizados

pelas secretarias municipais para o direcionamento de ações de reflorestamento de

matas ciliares e de implantação de estações de tratamento de esgotos.

Esses e outros resultados deram boa visibilidade ao programa, fazendo com que o

projeto ganhasse uma nova dimensão política e de atuação – boa parte como fruto da

parceria com Itaipu Binacional, cuja experiência será apresentada neste documento.


Organização desta tese

A contribuição desta tese está, portanto, no estabelecimento de ferramentas analíticas

eficientes e de baixo custo (i.e. melhoria na qualidade dos dados gerados nos programas

de monitoramento das águas) e no aumento da capacidade institucional de atendimento

das demandas de monitoramento (i.e. melhoria na quantidade de dados produzidos).

Assim, esta tese pode ser dividida em duas partes, claramente interligadas: a primeira

enfatiza o desenvolvimento das ferramentas de análise e a segunda enfatiza a aplicação

dessas ferramentas em programas participativos de monitoramento.

A primeira parte possui uma vertente baseada conceitualmente em Ecologia de Rios e

aborda o teste de metodologias para o monitoramento biológico (Capítulos 1 e 2),

visando o desenvolvimento de um Protocolo de Bioavaliação Rápida (PBR) utilizando

macroinvertebrados bentônicos em riachos montanhosos no sudeste brasileiro. Na atual

fase, ainda de difusão das possibilidades de aplicação dessas ferramentas no Brasil, o

teste e a padronização de ferramentas é fundamental para orientar novos trabalhos,

tornar claras as vantagens de seu uso e permitir que os dados sejam comparáveis em

diversas regiões do país. Somente com isso, será possível o estabelecimento de um

banco de dados amplo e consistente sobre a capacidade dos rios em suportar a

diversidade biológica – um dos objetivos principais da Lei das Águas.

Como contribuição ao estabelecimento de PBRs, o Capítulo 1, intitulado “Application

of Rapid Bioassessment Protocols (RBP) for Benthic Macroinvertebrates in Brazil:

Comparison between Sampling Techniques and Mesh Sizes” foi publicado na revista

Neotropical Entomology, e trata do teste de metodologias de coleta para

macroinvertebrados.

O Capítulo 2, intitulado “Rapid Bioassessment Protocols for benthic

macroinvertebrates in Brazil: evaluation of taxonomic sufficiency” foi submetido para

publicação e enfoca o nível taxonômico necessário para avaliação biológica em rios do

sudeste brasileiro.

De forma a permitir que esses conhecimentos fossem utilizados por grupos de

voluntários, as metodologias de biomonitoramento foram simplificadas e testadas, como

demonstrado no Capítulo 3, intitulado “Desenvolvimento de um índice biológico para

uso de voluntários na avaliação da qualidade da água de rios”, aceito para publicação


(com peer review) como um capítulo do livro “Monitoramento Biológico de

Ecossistemas Continentais”, Série Oecologia Brasiliensis, editado pelo PPGE/UFRJ.

A segunda parte demonstra a aplicação desses conhecimentos em um estudo de caso,

realizado na Bacia do Rio Paraná, que analisa a participação pública em um programa

de monitoramento de rios (Capítulo 4).

Identifico que, para além do pragmatismo da resolução dos problemas ambientais

concretos, é fundamental no processo educativo a incorporação da crítica a respeito das

causas e efeitos destes problemas ambientais e das responsabilidades individuais e

coletivas. Desta forma, As linhas estruturantes desses “Programas Participativos de

Avaliação Integrada e Monitoramento da Qualidade da Água de Rios” são a Educação

Ambiental Crítica (Guimarães 2000; 2004) – com atuação não somente como atividade-

fim, mas como tema-gerador (Layrargues 1999). Para a abordagem participativa,

baseei-me nos princípios de Pesquisa-Ação (Thiollent 2004), pois creio que na busca de

soluções aos problemas reais encontrados em campo, os procedimentos a serem

escolhidos devem obedecer a prioridades estabelecidas a partir de um diagnóstico da

situação no qual todos os participantes tenham voz e vez. Além disso, reconhecendo

capital social como os valores das redes sociais entre pessoas e organizações –

caracterizadas por confiança, cooperação, envolvimento comunitário e troca de

informação – que constroem capacidades para resolver problemas e atingir objetivos de

mútuo benefício (Larsen et al. 2004), permeando todo o discurso do capítulo, aponto

indicadores preliminares de uma avaliação do capital social destes grupos (usando os

princípios metodológicos estabelecidos em Krishna 2000; Jacobi et al. 2004 e Jones et

al. 2006).

A formatação deste último capítulo seguiu um modelo menos formal, para permitir a

divulgação dos resultados para públicos não estritamente acadêmicos. Foi baseado em

parte no Relatório de Pesquisa apresentado à Itaipu Binacional, prefeituras municipais,

comitês gestores e comunidades participantes do projeto no Estado do Paraná. Além

disso, o formato adotado permitiu apresentar as idéias de forma linear, enfocando, do

início ao fim, uma única experiência ao invés de descrever os resultados obtidos em

todos os municípios em que o programa ocorreu.


Os resultados relatados neste capítulo, junto aos obtidos nos outros programas de

monitoramento participativo, vêm sendo organizados em artigos: dois enfocando os

aspectos educacionais e de mobilização social, um sobre o controle da qualidade dos

dados gerados pelos voluntários, um sobre o potencial da participação pública na gestão

dos recursos hídricos e outro sobre a avaliação do capital social das comunidades e dos

espaços de gestão, com ênfase nos comitês de bacia. Outros insights de pesquisa,

decorrentes dessas experiências, são apresentados no final do Capítulo 4.

Ainda faz parte deste documento, um CD com duas matérias de TV produzidas sobre o

grupo de voluntários que monitorou o Rio Sabiá – uma de apresentação da proposta e

dos procedimentos de coleta e análise e outra com os resultados da mobilização social

na direção da resolução dos impactos causados por um frigorífico no rio. Um terceiro

arquivo apresenta um documentário cujo argumento, roteiro, filmagem, edição e pós-

edição foram totalmente executados pelos voluntários do município de Toledo com o

objetivo de divulgar as atividades e as propostas do grupo.

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Capítulo 1

Application of Rapid Bioassessment Protocols (RBP) for Benthic Macroinvertebrates in Brazil: Comparison between Sampling Techniques and Mesh Sizes

Artigo publicado.

Buss, D.F. & Borges, E.L. 2008. Application of Rapid Bioassessment Protocols (RBP) for Benthic Macroinvertebrates in Brazil: Comparison between Sampling Techniques and Mesh Sizes. Neotropical Entomology, 37(3): 288-295.

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz – Capítulo 1 23

Aplicação de Protocolos de Bioavaliação Rápida para Macroinvertebrados Bentônicos no Brasil: Comparação entre Métodos de Coleta e entre Malhas

RESUMO Este estudo é parte do esforço para o estabelecimento de um Protocolo de Bioavaliação Rápida (PBR) utilizando macroinvertebrados bentônicos como bioindicadores da qualidade de água de riachos no Sudeste do Brasil. Foi analisada a relação custo/eficácia de procedimentos de coleta freqüentemente utilizados em PBRs, amostradores do tipo Surber e Kick-net, e de três malhas, 125, 250 e 500 µm. Foram coletados e identificados 126.815 macroinvertebrados, representando 57 famílias. As amostras coletadas com Kick-net apresentaram número de taxa e de valores do índice BMWP significativamente maiores do que as coletadas com Surber, sem um aumento significativo no esforço amostral medido em tempo despendido para análise da amostra. Não houve diferenças significativas quanto à relação custo/eficácia entre os coletores. Quanto ao tamanho da malha, em 125 µm e 250 µm foram encontradas maiores abundância de macroinvertebrados e necessário mais tempo para processar as amostras, no entanto sem produzir diferenças significativas no número de taxa e em valores do índice BMWP. Assim, a malha de 500 µm foi considerada mais efi ciente do que as malhas mais finas. Portanto, recomenda-se o uso de coletores do tipo kick usando uma malha de 500µm, para PBRs ao nível taxonômico de família em rios de características similares às deste estudo no Brasil.

PALAVRAS-CHAVE Avaliação ambiental, bioindicador, inseto aquático, ecologia de rios, biomonitoramento

Application of Rapid Bioassessment Protocols (RBP) for Benthic Macroinvertebrates in Brazil: Comparison between Sampling Techniques and Mesh Sizes

ABSTRACT This study is part of the effort to test and to establish Rapid Bioassessment Protocols (RBP) using benthic macroinvertebrates as indicators of the water quality of wadeable streams in southeast Brazil. We compared the cost-effectiveness of sampling devices frequently used in RBPs, Surber and Kick-net samplers, and of three mesh sizes (125, 250 and 500 µm). A total of 126,815 benthic macroinvertebrates were collected, representing 57 families. Samples collected with Kick method had significantly higher richness and BMWP scores in relation to Surber, but no significant increase in the effort, measured by the necessary time to process samples. No significant differences were found between samplers considering the cost/effectiveness ratio. Considering mesh sizes, significantly higher abundance and time for processing samples were necessary for finer meshes, but no significant difference were found considering taxa richness or BMWP scores. As a consequence, the 500 µm mesh had better cost/effectiveness ratios. Therefore, we support the use of a kick-net with a mesh size of 500 µm for macroinvertebrate sampling in RBPs using family level in streams of similar characteristics in Brazil.

KEY WORDS Environmental assessment, bioindicator, aquatic insect, freshwater ecology, biomonitoring


Introduction

The original Rapid Bioassessment Protocols (RBPs) were designed as inexpensive

screening tools for determining if a stream is supporting or not supporting a designated

aquatic life use. However, RBP tools can also be applied to other program areas, like

characterizing the existence and severity of impairment to the water resource; helping to

identify sources and causes of impairment; evaluating the effectiveness of control

actions and restoration activities; supporting use attainability studies and cumulative

impact assessments and characterizing regional biotic attributes of reference conditions

(Barbour et al. 1999).

Given its cost-effective principle, RBPs have been widely used in many countries to

assess biological water quality and ecological health of aquatic ecosystems (Plafkin et

al. 1989, Chessman 1995, AQEM 2002).

Successful biological monitoring and assessment depend on rigorous quality control,

starting from the design and execution of field studies to proper laboratory procedures

and data analyses (Doberstein et al. 2000). Wadeable streams RBP methodologies

intend to be efficient, effective, low in cost and easy to use (Resh & Jackson 1993, Resh

et al. 1995), but significant differences exist between sampling techniques, forms of

processing samples and metrics used.

Biologists choose study sites and plan data analyses based on study objectives.

However, the steps in between the collection of samples, the separation of organisms

from the substrate and the level of identification, are often a product of tradition or

convenience. Decisions concerning the choice of sampling device, where to take

samples, whether to subsample, and how to sort samples, may greatly influence study

conclusions and subsequent management considerations (Carter & Resh 2001).

Many organisms have been tested in RBPs (Karr 1981, Barbour et al. 1999), and

benthic macroinvertebrates are the most used group around the world (Rosenberg &

Resh 1993, Chessman 1995). Therefore, it is a reasonable choice for use in the

Neotropical region. However, the systematic development of RBP tools on river basins

using benthic macroinvertebrates in Brazil is recent (Marques & Barbosa 2001, Buss et


al. 2003, Maltchik & Callisto 2004), and very few studies dealt with testing methods in

this region.

This study is part of the effort to test and standardize RBP methods using

macroinvertebrates as bioindicators of water quality in streams and rivers. The aims of

this study were to compare the cost-effectiveness of two sampling techniques frequently

used in macroinvertebrate RBPs, Surber and Kick screen net, and the cost-effectiveness

of three mesh sizes, 125, 250 and 500 µm. In order to propose the application of

wadeable stream RBPs in Brazil, other studies are being conducted for testing

subsampling methods, taxonomic sufficiency, and the development of multimetric

indices to assess biological water quality (Buss 2001, Silveira et al. 2005, Baptista et al.

2007).

Material and Methods

Field and laboratory procedures

The study took place in the municipality of Guapimirim, Rio de Janeiro state, one of the

best preserved Atlantic Forest areas in the state. This area was an ideal place for a

rigorous testing of sampling methods because of high macroinvertebrate diversity and

because ecological patterns and taxonomy are well known in this region (Buss et al.

2002, 2004).

Three streams were chosen for this study. The main objective was to make an intense

effort to compare samples within each stream. Two stream sites (A and B) were

classified as reference areas, with dense riparian vegetation (75% stream cover), more

than 50% of the upstream area forested, with no visible anthropogenic impacts, and

excellent environmental integrity according to the “Habitat Assessment Field Data

Sheet – High Gradient Streams” (Barbour et al. 1999). Both sites were located at the

border of the Serra dos Órgãos National Park, one at the Soberbo River (site A; 22o 29’

52” S, 42o 59’ 36” W) and other at the Bananal River (site B; 22o 30’ 44” S, 43o 00’ 17”

W). The third site (C; 22o 32’36” S, 42o 59’ 00” W) was close to the urban area, where

silt was common, with scarce riparian vegetation and marginal environmental integrity


according to the “Habitat Assessment Field Data Sheet – High Gradient Streams”

(Barbour et al. 1999). All sites were at 3rd order streams and at about the same altitude

(between 40 and 100 m.a.s.l.).

Macroinvertebrates were collected two times during the dry season, in October 2001

and 2003. This period was chosen because it is the period of higher macroinvertebrate

richness and diversity in this river basin (Buss et al. 2004). Two samplers were used:

Kick screen net (1 m2 net size, 250 µm mesh size, sampled area of approximately 1 m2)

and Surber (fixed sampling area of 30 x 30 cm; 125 µm mesh size). All samples were

collected and sorted by the same team of experts to avoid differences in procedures. Six

samples in riffle areas were taken with each sampler at the three streams at each

sampling period. Samples were preserved in 80% ethanol and packed for examination in

the laboratory.

To compare methods, samples collected with Surber were sieved in a 250 µm mesh and

these data were used in the comparison with samples collected with Kick-net. To

compare mesh sizes, Surber samples were sieved in successive sieves of 500 µm, 250

µm and 125 µm meshes and data were recorded. All biological samples were fully

examined under a stereoscopic microscope. Macroinvertebrates were identified mostly

at family level using the available taxonomic keys.

Data analysis

For each sample, macroinvertebrate abundance, richness, BMWP score (modified by

Alba-Tercedor & Sanchez-Ortega 1988), and the time necessary to process a sample

(i.e. collect and sort the macroinvertebrates) were registered. The BMWP index is based

on 1-10 scores for each family based on their sensitivity/tolerance to anthropogenic

impacts (lower scores for more tolerant taxa), the water quality is based on the sum of

scores of all families in a site and a table is used to determine the water quality of the

site (Alba-Tercedor & Sanchez-Ortega 1988).

Since sampled areas used in Kick and Surber procedures were different, to compare taxa

richness obtained by the two methods we used rarefaction to construct individual-based

species accumulation curves. Rarefaction procedures have been largely discussed in the

recent literature, and many authors agree that comparisons should be standardized by


individuals rather than sampled area (McCabe & Gotelli 2000, Gotelli & Colwell 2001,

Costa & Melo 2008). We followed these recommendations and calculated rarefied

richness for samples based on the smallest sample (in number of individuals) found at

each stream. Additionally, we calculated the ratio ‘Time for processing

sample/Richness’, in order to represent a best estimate of the necessary effort (time

required for processing a sample) to collect a new taxa (based on total richness of the

same sample). By doing it, we excluded the effect of the different sampled areas and we

were able to compare the cost/effectiveness of the two sampling devices.

To compare samplers (Kick vs. Surber), t-tests for independent samples were performed

for each stream, using rarefied richness and the ratio ‘Time for processing

sample/Richness’. To compare mesh sizes (500 µm vs. 250 µm; 500 µm vs. 125 µm;

and 250 µm vs. 125 µm meshes), t-tests for dependent samples were performed, using

abundance, richness, BMWP scores, time for processing sample and the ratio ‘Time for

processing sample/Richness’. Box-and-whisker plots were used to represent

distributions graphically.

Results

Comparison between sampling devices

A total of 126,815 benthic macroinvertebrates, representing 57 taxa, were collected,

sorted and identified in this study. Almost all taxa were collected by both samplers, with

exception of a few rare taxa (≤ 2 individuals), exclusively found in Kick samples

(Dryopidae, Tabanidae, Gyrinidae, Hydraenidae, and Collembola) or in Surber samples

(Ptilodactilidae and Staphylinoideae).

In general, Kick sampler reflected better the macroinvertebrate assemblage than Surber.

Surber often underestimated macroinvertebrate richness (5-25% less families than in

Kick). At the three streams, Kick samples had higher total and mean richness (Table 1).

Attesting that richness numbers were not simply an artifact of sampling effort, rarefied

richness, calculated as the number of species expected to be found in samples if they

had the same number of individuals than the smallest sample at each stream (Stream A,


269 individuals; Stream B, 140 individuals; Stream C, 92 individuals) was also

significantly higher in Kick than in Surber (Stream A, t-value = 3.18, P = 0.004; Stream

B, t-value = 3.27, P = 0.003; Stream C, t-value = 4.74, P = 0.0001).

To determine the cost-effectiveness of sampling methods, we analyzed taxa richness (a

measure of “efficacy”) and the time necessary to collect and sort biological samples (a

measure of “cost”). The cost/effectiveness thus represents the necessary time (in

minutes) to collect a “new” taxon. This ratio was not significantly different between

Kick and Surber samples at all streams (all t-tests, P > 0.05), although Kick samples had

lower values (i.e. best cost-effectiveness ratio), at site C (Fig. 1).

Differences in BMWP scores between Kick and Surber samplers were sufficient to

result in different biological water quality classification at the three streams (Table 1).

In most sites, classification based on BMWP scores of Kick and Surber samples varied

one class, but in two times, differences were of two classes (stream A 2001, Kick: Class

1 – “very clean”; Surber: Class 3 – “some sign of contamination” and stream C 2001,

Kick: Class 2 – “clean”; Surber: Class 4 – “contaminated”). Only in stream A (2003)

both sampling methods assigned a site the same biological quality class. Thus, the

assessment of water quality using the BMWP system was dependent on the sampling

technique used in this study.


Table 1. Total richness, mean richness, mean rarefied richness, mean ratio ‘time for processing sample/richness’, BMWP scores and water quality classification according to the BMWP system for Kick and Surber at each stream.

Rarefied species richness refers to the number of species expected to be found in each sample if they had the same number of individuals than the smallest sample at each stream (see text for details). Between brackets, standard deviations.

Figure 1. Box-and-Whisker plots of rarefied richness and ratio `time for processing sample/richness` for each sampling device (K, Kick; S, Surber) at each stream. P-level is indicated where t-tests were significant. In the Box-plots, the signal (-) indicate the median, borders of the box indicate the 25% and 75% percentiles, the extremities indicate minimum and maximum numbers and the signal (o) indicate outlier values.

Stream A Stream B Stream C

Kick Surber Kick Surber Kick Surber

Total richness 39 37 40 33 40 30

Mean richness 22.4 (4.3)

16.8 (6.4)

22.3 (4.8)

17.2 (4.6)

16.7 (6.7)

12.4 (6.5)

Mean rarefied richness 17.2 (3.4)

12.8 (3.3)

14.9 (2.1)

11.6 (2.8)

8.6 (1.7)

4.7 (2.3)

Mean time (min.) for processing sample

240.9 (84.8)

179.3 (101.4)

327.1 (110.4)

244.9 (58.8)

311.3 (153.8)

335.6 (202.3)

Mean ratio ‘time for processing sample/richness’

10.8 (3.6)

10.8 (5.0)

14.8 (4.2)

14.8 (3.4)

18.7 (6.5)

33.1 (24.9)

BMWP scores 2001 samples 2003 samples

127 135

82 129

146 138

107 101

104 123

53 117

BMWP water quality class 2001 samples 2003 samples

1 1

3 1

1 1

2 2

2 1

4 2


Comparison between mesh sizes

A total of 80,775 macroinvertebrates were retained in the 125 µm mesh, 65,581 in the

250 µm mesh, and 54,144 in the 500 µm mesh. Despite differences in abundance

numbers, the 250 µm and the 500 µm meshes retained all 50 taxa that were collected

with the 125 µm mesh.

In general, the finer mesh tended to retain smaller individuals of species already

represented in coarser meshes and demanded more time to sort. By its turn, the coarser

mesh demanded less time for sorting because of lower numbers of individuals in each

sample (Table 2). No significant differences were found considering taxa richness and

BMWP index, indicating that even coarser mesh sizes were able to retain invertebrates’

groups. At all streams, significant differences (all paired t-tests, P < 0.05) were found

between mesh sizes considering time for processing samples and abundance (Table 2).

In summary, total abundance was 17-30% lower when using the 500 µm in relation to

the 125 µm mesh size, representing 35-53% less time required for processing the

samples, with no significant loss regarding to taxa richness. As a consequence, the 500

µm mesh size had the best performance, showing lower cost-effectiveness ratio than the

finer meshes at all sampling sites and periods (Fig. 2). This ratio was significantly

different between 125 µm and 500 µm meshes (Stream A, t-value = 3.65, P = 0.004;

Stream B, t-value = 5.46, P = 0.0002; Stream C, t-value = 5.63, P = 0.0002) and

between the 250 µm and 500 µm meshes (Stream A, t-value = 3.58, P = 0.004; Stream

B, t-value = 4.39, P = 0.001; Stream C, t-value = 4.27, P = 0.001) confirming the

efficiency of using the 500 µm compared to the finer meshes.


Table 2. Total richness, abundance, time to process sample, mean ratio ‘time for processing sample/richness’, BMWP scores and water quality classification according to the BMWP system for each mesh size (125, 250 e 500 µm) at each stream. Between brackets, standard deviations. Stream A Stream B Stream C

125 250 500 125 250 500 125 250 500

Total richness 39 39 37 33 33 33 32 30 29

Mean richness 17.2 (6.2)

16.7 (6.4)

15.2 (6.2)

18.1 (5.7)

17.1 (4.6)

16.5 (4.5)

13.9 (5.7)

13.4 (5.6)

12.7 (5.8)

Mean abundance 735.9

(393.3)603.0

(318.6)430.8

(225.7)916.3

(770.3)776.1

(653.7)622.3

(570.2)5540.1(5743)

4456.1(4624)

3764.4(3804)

Mean time to process sample (min.)

231.7 (159.3)

179.3 (101.4)

109.0 (47.3)

301.8 (87.9)

236.3 (52.7)

175.4 (60.6)

414.0 (227.1)

384.4 (193.4)

274.0 (154.1)

Mean ratio ‘time for processing sample/richness’

13.0 (6.1)

10.8 (5.0)

7.3 (3.1)

17.4 (4.4)

14.4 (3.4)

11.0 (3.0)

29.8 (8.3)

26.4 (11.7)

22.0 (9.2)

BMWP score 141 141 136 123 123 123 119 112 112

BMWP water quality class

1 1 1 1 1 1 2 2 2

Figure 2. Box-and-Whisker plots of taxa richness, abundance, time for processing samples and ratio `time for processing sample/richness numbers` for each mesh size (125, 250 and 500 µm) at each stream. Different letters (a, b, c) indicate significant differences at paired t-tests (P < 0.05). In the Box-plots, the signal (-) indicate the median, borders of the box indicate the 25% and 75% percentiles, the extremities indicate minimum and maximum numbers and the signal (o) indicate outlier values.


Discussion

Comparison between sampling devices

Decisions about the best sampling device to use in RBPs have been highly discussed in

the literature, and Kick nets have been preferred in front of Surber samplers (Storey et

al. 1991). Kick methods have been recommended in biomonitoring surveys providing

semiquantitative or qualitative data, and many environmental agencies decided to use it

in their national RBP programmes. Carter & Resh (2001) noted that kicktype samplers

were the most used sampling device for biomonitoring by state agencies in the USA

(64.5%; where 35.6% of the total used a D-frame kick sampler). Other studies used

fixed quadrat like Surber (8.9%) artificial substrates (13.3%) and grabs (2.2%).

Agencies worldwide also indicated the use of kicktype samplers in their biomonitoring

programmes (Europe – AQEM 2002; United States – Barbour et al. 1999, Canada –

Rosenberg et al. 1998, New Zealand – Stark et al. 2001, among others).

Desired methods for RBPs are those with favorable cost/effectiveness ratio, where

ideally samples demand little time for processing and are representative of the

macroinvertebrate fauna. In this study, samples collected with Kick method had

significantly higher total richness and BMWP scores than Surber, but no significant

differences were found between sampling devices when considering the time necessary

for processing samples.

Our findings are in accordance with other studies that found higher richness numbers in

samples collected with Kick in comparison to Surber sampler (Horning & Pollard 1978,

Mackey et al. 1984). However, these studies did not consider the time necessary for

processing samples, a critical aspect for determining the cost/effectiveness of methods

in a RBP. In our study, Kick and Surber samplers had similar mean ratio `Time for

processing samples/Richness` (a cost/effectiveness ratio) and no significant differences

were found between methods, although Kick samples had better ratios in stream C.

Before deciding on a sampling device, one should consider the number of samples that

should be taken from the field and processed. According to Resh & Jackson (1993),

85% of the studies using Surber collected between three and five samples for each site.

In our study, we collected six Surber samples in each site and they seemed insufficient


to represent the macroinvertebrate fauna: we found a loss of 5-25% of the taxa when

comparing to samples collected with the Kick method. Considering biological

conservation programs, that information alone could be used for deciding in favor of a

Kick sampler. Our findings indicate that in order to use Surber in RBPs, more than six

samples should be collected and processed, increasing the total time necessary for an

adequate assessment of the biological quality of the stream. New studies are necessary

to test the number of samples for each sampling device to best represent the benthic

macroinvertebrate assemblage and we suggest that the time necessary for processing the

samples should be registered in order to calculate the cost/effectiveness ratio of each

sampling method.

Considering the logistic in the field, both samplers used in this study are low in cost and

easy to use. One difference is that Kick screen net should be handled by two persons,

while sampling with Surber can be performed by a single person. Another advantage of

the Surber method is its fixed area, allowing the calculation of an absolute (rather than

relative) measure of density per taxon (Resh & McElravy 1993, Klemm et al. 1990,

Carter & Resh 2001). On the other hand, Kick method may be used to collect samples

in depths greater than Surber (which are restricted to stream depths of < 30cm; Barbour

et al. 1999), and its main advantage is the gain of biological information as shown in

this and other studies. A summary of the advantages and disadvantages of each method

are described in Table 3.


Table 3. Comparison between Kick Screen net and Surber procedures. Kick screen net sampler Surber sampler

Number of persons for sampling Two persons One person

Sampling method One person disturb substrates using foot and/or hand while the other person holds the sampler downstream

One person holds the sampler with one hand and disturb substrates within the frame area upstream using the other hand

Sampling area Approximately 1m2 Fixed area of 30 x 30 cm

Maximum suitable water depth for sampling

Up to approximately 1m Shallow waters, normally < 30 cm

Use in the field Heavier, but usable in any stream bottom condition

Easier to transport, but its frame may difficult fitting the sampler in streams with cobble/pebble bottom

Taxa richness In this study, significantly higher In this study, significantly lower

Rarefied richness In this study, significantly higher In this study, significantly lower

Abundance In this study, not significantly higher

In this study, not significantly lower

Time for processing samples In this study, not significantly higher

In this study, not significantly lower

‘Time for processing samples/richness’ ratio

In this study, lower in most cases (better ratio)

In this study, higher in most cases (worse ratio)

Comparison between mesh sizes

The mesh size of nets used to collect benthic macroinvertebrates is of crucial

importance to the effectiveness of the sampling method. Coarser mesh nets allow

smaller animals to pass, and thereby may bias the sample and underestimate the real

density of benthic organisms. Fine-meshed nets, on the other hand, may be affected by

clogging and retain large quantity of detritus and a greater numbers of small organisms,

resulting in samples that are time-consuming to sort and identify compared with those

from larger-mesh nets (Environment Canada 1993).

An ideal mesh size is the one with favorable cost/effectiveness ratio, in which samples

demand little time for processing and are representative of the macroinvertebrate fauna.

By convention, macrobenthos is defined as organisms that are easily visible to the

naked eye, corresponding roughly to around 0.5 mm (Nalepa & Robertson 1981,

Bachalet 1990). A mesh size of 500 µm (0.5 mm) has been proposed by the sampling

standardization normative ISO in Europe (AQEM 2002). A review on sampling

methods used in RBP programs indicated it was the most used in the US (Carter & Resh


2001), and was indicated by the US-Environmental Protection Agency to be the

standard mesh size for benthic sampling (Klemm et al. 1990).

In this study, the higher abundance found in the 125 µm and 250 µm meshes (in relation

to the 500 µm mesh) was not followed by an increase in taxa richness. There was no

significant difference between the three mesh sizes considering taxa richness or BMWP

scores. This higher abundance occurred in great part due to small individuals of

Chironomidae, Hydropsychidae and Elmidae, which were also represented in the 500

µm mesh. We cannot tell, however, if these individuals found in the finer-mesh size are

early instars of the same species of the ones found with the coarser-mesh or if they

represent different species. Other studies have shown that a mesh of 500 µm could

retain from 100% for large-bodied chironomids to as low as 21% for small-bodied ones

(Nalepa & Robertson 1981). Bunn (1995) stated that it would be more practical to use

that effort to collect more coarse-mesh samples whose members can be identified, and

thereby derive better population estimates of larger organisms and later instars.

Other drawback of using finer meshes is that early instars, better retained by fine mesh

nets, are not the best indicators of environmental conditions, because these organisms

have not been in place long enough to respond to chronic conditions. Ferraro et al.

(1994) found that site assessments can be confounded and unnecessarily costly if the

animals in the smallest size class are primarily ephemeral, patchily distributed juveniles.

Since the use of finer mesh implicates more time to process samples, given that most

biomonitoring studies have limited budgets, increasing the sample processing time

reduces the total number of sampling sites or the number of replicates at each site.

The largest mesh-size to be used in a RBP should be defined based on the size of the

‘target’ assemblage or population. In the case of a RBP based on macroinvertebrate

assemblages identified at family level, a mesh size > 500 µm could underestimate the

fauna (Silva et al. 2005), compromising the results.

In this study, as a consequence of similar taxa richness and significant differences in

time necessary for processing samples, the 500 µm mesh was considerably more

efficient than 250 µm and 125 µm meshes. Therefore, 500 µm appears to be a

reasonable choice of net mesh size for macroinvertebrate sampling in RBP programs

using family level in streams of similar characteristics in Brazil.


In conclusion, our study showed that both sampling devices had similar

cost/effectiveness, but using Kick sampler we sampled 5-25% higher richness than

Surber sampler with nonsignificant increase in time for processing samples (treated as

“cost”). Other feature we considered was that Surber sampler is not an adequate device

for streams with more than 30 cm depth and also because of difficulties in handling it in

rocky, cobble/pebble bottom streams, commonly found in Atlantic Forest mountainous

areas. We therefore support the use of a Kick sampler for Wadeable Stream Rapid

Bioassessment Protocols in this region. Also, we support the use of 500 µm mesh size in

a RBP working in family taxonomic level because we found a better cost/effectiveness

ratio than finer meshes, allowing a substantial reduction in costs with relatively no loss

in biological information.

Acknowledgements

We are grateful to the colleagues of LAPSA, in special to Dr. Darcilio F. Baptista and

Dr. Josino C. Moreira (ENSP/FIOCRUZ) for their support during this work. This study

is based in part on a PhD thesis by Daniel F. Buss. Partial funding was provided by

FAPERJ, CAPES and LAPSA/ FIOCRUZ.

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Capítulo 2

Rapid Bioassessment Protocols for benthic macroinvertebrates in Brazil: evaluation of taxonomic sufficiency

Artigo submetido.

Buss, D.F. & Vitorino, A.S. Rapid Bioassessment Protocols for benthic macroinvertebrates in Brazil: evaluation of taxonomic sufficiency.


Rapid Bioassessment Protocols for benthic macroinvertebrates in Brazil: evaluation of taxonomic sufficiency

ABSTRACT Rapid Bioassessment Protocols (RBPs) have been widely used to assess biological water quality and ecological health of aquatic ecosystems. Specific aims of RBPs for wadeable streams are to effectively indicate the ecological condition of a stream using low-cost protocols in order to allow long-term and widespread routine monitoring. In discussing RBP development, one of the most controversial issues is the taxonomic resolution that should be used. This study is part of an effort to test and standardize a protocol using benthic macroinvertebrates as indicators of the water quality of wadeable streams in south-east Brazil. In this study, we evaluated genus-, family- and order-levels of ‘taxonomic sufficiency’ to detect a known gradient of impairment. All 3 taxonomic resolutions statistically discriminated reference, intermediately impaired and impaired sites when considering assemblage structure, water quality classification, and biotic index responses. Analysis at the genus-level were more effective in differentiating environmental conditions, especially when considering biotic index responses, but the lack of comprehensive taxonomic keys and information about the ecology of those genera hinder their use in the short term. On the other hand, analyses at the order taxonomic level had lower discriminating power to separate reference sites from intermediately impaired sites when considering biotic index responses, and we could infer that, in more subtle impairment gradients, responses would compromise accurate water classification. Family taxonomic level showed results similar to the genus-level and we support its use in a RBP program for this region, at least until better keys and autoecological knowledge are available.

KEYWORDS Biomonitoring; freshwater ecology; wadeable streams; neotropical region; evaluation of methods.


Introduction

The issue of taxonomic resolution has been a topic of interest in benthological studies

for a long time and the increasing use of such organisms to assess water quality has

heightened the importance of understanding the tradeoffs associated with different

levels of taxonomy. In the past few years, benthic ecologists have been debating to what

level macroinvertebrates should be identified, and the most logic answer to that question

is that it depends on the particular aims of the study.

Rapid Bioassessment Protocols (RBPs) have been used in many countries to assess

biological water quality and ecological health of aquatic ecosystems (Wright et al. 1984,

Plafkin et al., 1989, Chessman 1995, AQEM 2002). Wadeable streams RBP

methodologies intend to be efficient, effective, low in cost and easy to use (Resh and

Jackson 1993), in order to allow long-term and widespread monitoring and assessment.

In summary, adoption of procedures must consider costs and assure data quality.

Benefits of species level information in ecological studies are discussed by several

authors (e.g., Resh and McElravy 1993, Lenat and Resh 2001), but other authors

question if this level of detail is needed to determine whether an ecosystem deviates

from the reference condition. The purpose of a RBP is not to describe the

macroinvertebrate assemblage, but rather to identify potential impacts or differences

from the reference condition (Bailey et al. 2001). Several authors have shown little

change in macroinvertebrate assemblage variation at taxonomic levels from genus to

order (Furse et al. 1984, Wright et al. 1995, Marchant et al. 1995, Bowman and Bailey

1997), and some have even suggested that higher taxonomic levels may be more

appropriate than species-level because species show a greater response to natural

environmental variation, which can contribute to noise and mask the effects of human

activity (Warwick 1993, Bailey et al. 2001).

One of the main advantages of using coarser taxonomic resolutions is that it could offer

a substantial time and cost savings over identification to species. Ferraro and Cole

(1995) estimated that the cost savings of phylum-, class-, order-, and genus-level

identification compared to species level were 95, 80, 55, and 23%, respectively. Clearly

there is a considerable opportunity to reduce the resources needed for identification by


adopting coarser taxonomic levels in RBPs, but some questions remain: what, if any, are

the losses in discriminating the level of health or impact of a system? Is there significant

redundancy between different taxonomic resolution levels or does the use of a coarser

taxonomic level result is a meaningful loss of ecological information?

This study is part of an effort to test and standardize RBP methods using

macroinvertebrates as bioindicators of water quality of wadeable streams in south-east

Brazil. Other studies are being conducted for evaluating sampling procedures and mesh

sizes, testing subsampling methods, and developing multimetric indices to assess

biological condition (e.g., Buss 2001, Silveira et al. 2005, Baptista et al. 2007).

The concept of “taxonomic sufficiency” (Ellis 1985) is defined as the necessary

taxonomic resolution to satisfy the objectives of a study. Our aim in this study was to

determine the “sufficient” taxonomic level (genus, family or order) to detect a known

gradient of environmental impairment conditions in 2 wadeable stream basins in south-

east Brazil.

Methods

In this study we used data from 3 studies, representing a significant sampling effort in 2

river basins in the same ecoregion. Two studies were performed in the Guapimirim

River basin (Buss 2001, Giovanelli 2005) and one in the São Lourenço River basin

(Egler 2002). We used the following criteria to choose these particular data sets: 1) all

streams were about the same order (3rd to 4th orders); 2) all streams were about the same

altitude (0-240 m.a.s.l. for the Guapimirim basin, and 820-1,000 m.a.s.l. for the São

Lourenço basin), therefore minimizing the effect of altitude in each data set; 3) the same

sampling method was used for all samples (3 replicates each from litter in riffle areas,

litter in pool areas, sediment and stones – using a Surber with 900cm2 area and 125-µm

mesh size); 4) streams were sampled in a wet season, an intermediate season, and a dry

season; and 5) each data set represented a gradient of environmental conditions,

including reference, intermediate and known impaired sites. The studies of Buss (2001)

and Giovanelli (2005) aimed to evaluate the effects of organic effluents and


urbanization on the macroinvertebrate fauna, while the study of Egler (2002) aimed to

evaluate the effects of pesticide use and deforestation.

Data for the Guapimirim river basin was composed of 11 sites (5 reference, 4

intermediate and 2 known impaired sites), comprising 396 benthic samples. The São

Lourenço river basin was represented by 6 sites (3 reference, one deforested and 2

impaired by pesticide use), comprising 216 samples.

All macroinvertebrates were identified to the lowest taxonomic level possible using the

available taxonomic keys and/or the aid of specialists. In Brazil, there is insufficient

information to identify organisms to species, and in some cases, even information on

genus level is sparse and incomplete. Organisms of the insect orders Ephemeroptera,

Odonata, Plecoptera, Hemiptera, Megaloptera and Trichoptera, and all molluscs were

identified to genus. With the exception of some rare taxa, most Coleoptera were also

identified to genus. Diptera were identified to Family, except Chironomidae which were

classified to subfamily. Hirudinea and Oligochaeta were represented by few individuals

and were identified only to class. In short, data on genus taxonomic level in this study is

actually referring to “lowest taxonomic level possible”, with most groups identified to

genus level.

Data Analysis

Influence of taxonomic level on assemblage structure

In this step, we analyzed if the relationships among sampling sites remained the same

using different taxonomic levels. First, in a way similar to the study of Bowman and

Bailey (1997), the Bray-Curtis index of dissimilarity was calculated for each pair of

sampling sites, using the taxa abundances as descriptors. A matrix of dissimilarity

among sites was generated for each taxonomic level. Then, the Mantel’s matrix

comparison test (Mantel 1967) was used to measure the correlation between the 3

matrices (genus vs. family; genus vs. order; family vs. order). The significance of a

given correlation was determined by the Monte Carlo’s test with 10,000 random

permutations of one of the matrices. Since the null hypothesis is of no relationship

between matrices, 2 matrices were considered statistically similar if p<0.05.


Influence of taxonomic level on water quality classes

The first step indicated if the relationships among site samples, considering assemblage

structure, were similar when comparing different taxonomic levels. Although this is

valuable information, this approach may be of limited use for establishing efficient RBP

tools if disconnected from information on the ability of a given taxonomic level to

distinguish environmental impairment (for example, 2 dissimilarity matrices could be

correlated, but indicate different levels of impairment). Thus, to verify if

macroinvertebrate assemblages at each taxonomic level could clearly discriminate

reference sites from known impaired sites we used an ordination technique (non-metric

multivariate scaling; nMDS). We used Bray-Curtis dissimilarity, and 95% confidence

ellipses constructed around reference plots. Prior to the tests, all data were log10 (x + 1)

transformed to reduce the influence of the most common taxa. Ordinations were

performed using PAST version 1.68 (Hammer et al. 2001).

Influence of taxonomic level on biotic indices responses

To further investigate the ability of a taxonomic level to detect known environmental

impairment conditions, we evaluated the performance of 3 biological indices: the IBio

index at genus level (index developed and tested for this ecoregion – Buss 2001), the

BMWP index (a family level index applicable worldwide – Wright et al. 1984), and the

IBVol (an order level index created for use by volunteers – Cunha 2006).

A Mann-Whitney U test was used to verify significant differences among reference,

intermediate and known impaired sites for each taxonomic level. We considered

“sufficient” a taxonomic level capable of statistically discriminating these 3

environmental conditions (in the São Lourenço basin, the intermediately degraded

condition were excluded from the test because it was represented by only 3 sites).

Results were presented as Box-and-Whisker plots.


Results

A total of 276,494 benthic macroinvertebrates were included in this study. The

Guapimirim river basin was represented by 146,308 organisms, from 11 orders, 54

families and 98 genera. The São Lourenço basin was represented by 130,186 organisms,

from 10 orders, 50 families and 94 genera.

Influence of taxonomic level on assemblage structure

For both river basins, the assemblage structure inferred by the genus-level

identifications remained consistent when aggregated to higher taxonomic levels. All

pairs of matrices (genus vs. family; genus vs. order; family vs. order) showed Mantel’s

correlations higher than 0.90 (Tables 1 and 2).

Table 1. Correlation between dissimilarity matrices calculated at varying levels of taxonomic resolution for the Guapimirim river basin.

Family Order Genus 0.994* 0.962* Family 0.970*

* p < 0.001

Table 2. Correlation between dissimilarity matrices calculated at varying levels of taxonomic resolution for the São Lourenço river basin.

Family Order Genus 0.986* 0.904*

Family 0.930*

* p < 0.001


Influence of taxonomic level on biological condition classes

In general, nMDS ordinations separated reference and impaired sites regardless of

taxonomic level. For the Guapimirim basin, ordinations showed all impaired sites

clearly separated from reference and intermediate sites, regardless of taxonomic level.

Ordinations at genus level had 6 intermediately impaired sites falling inside the 95%

confidence ellipse built around reference data, while at higher taxonomic levels those

sites were out of the confidence ellipses (Fig. 1). That could be explained by some

collectors, scrapers and filterers genera, typical of transitional areas (e.g. Baetodes,

Camelobaetidius, Leptohyphes, Smicridea) that were present with relatively high

abundance at both reference and intermediately impaired sites, but their respective

families (including other genera belonging to these families) were more associated to

intermediate sites. For the São Lourenço basin, intermediate sites fell inside reference

data confidence ellipses regardless of taxonomic level (Fig. 2). At genus and family

level, impaired sites were clearly separated from reference confidence limits, but at the

order level one site fell inside reference confidence limits.


Figure 1. Axis 1 and 2 of the non-metric multidimensional scaling (nMDS) ordination of macroinvertebrate samples collected at the Guapimirim river basin and identified at genus (a), family (b), and order (c) taxonomic levels. Ellipses represent 95% confidence constructed around reference sites.


Figure 2. Axis 1 and 2 of the non-metric multidimensional scaling (nMDS) ordination of macroinvertebrate samples collected at the São Lourenço river basin and identified at genus (a), family (b), and order (c) taxonomic levels. Ellipses represent 95% confidence constructed around reference sites.


Influence of taxonomic level on responses of biotic indices

Biotic indices calculated for the 3 taxonomic levels were capable of discriminating

Guapimirim reference, intermediate and known impaired sites (Fig. 3). Mann-Whitney

U tests indicated statistical differences for all pairs of impairment conditions (reference

vs. intermediate; reference vs. known impaired; intermediate vs. impaired), for the river

basin. Calculated p-levels were highly significant for all comparisons (p<0.001), except

for the comparison of reference vs. intermediately impaired sites (p = 0.046) at the order

level. At this level, range of index’s values for impaired sites were high enough to be

comparable to those obtained for reference sites. In the São Lourenco basin, reference

and impaired sites differed significantly at all 3 taxonomic levels (Fig. 4).

Figure 3. Box & whisker plots of scores obtained with biotic indices calculated at genus, family and order levels showing the influence of taxonomic resolution on environmental impact assessment in the Guapimirim River basin. REF – reference sites; INT – intermediately impaired sites; IMP – impaired sites.

Figure 4. Box & whisker plots of scores obtained with biotic indices calculated at genus, family and order levels showing the influence of taxonomic resolution on environmental impact assessment in the São Lourenço River basin. REF – reference sites; IMP – impaired sites.


Discussion

Ideally all bioassessment programs should identify specimens at the species-level in

order to obtain the most complete analysis of ecosystem health. However, species-level

identification is not a practical goal for most RBPs because of limited time and

resources for sampling and identification; lack of species’ autoecological information;

lack of taxonomic expertise and lack of taxonomic keys to all groups (Resh and

McElravy 1993, Schmidt-Kloiber and Nijboer 2004).

Considering this, the most common identification level in aquatic bioassessment is a

mosaic ranging from species to class, due to difficulties in achieving a uniform level of

taxonomic resolution for all aquatic macroinvertebrates groups (Cranston 1990). The

problem is that it is often done on a purely pragmatic basis (Ellis 1985): heterogeneous

identifications permit the inclusion of the entire assemblage while extracting the

maximum amount of information given limited resources. But the chosen taxonomic

resolution depends on the study purpose and the experience of researchers and not on

any ecological principle (Bouchard et al. 2005).

In Brazil, identification of benthic macroinvertebrates at the species level is not yet

possible due to inadequate taxonomic knowledge. Although a large number of species

and genera are described each year, they are restricted to few regions. Also, insect

taxonomy is based on adults, hindering correlation with the immature forms without

rearing studies. These situations lead to a lack of comprehensive taxonomic keys.

In this study, the 3 taxonomic resolutions (genus, family and order) were capable of

discriminating reference, intermediately impaired and impaired sites, in both river

basins, when considering macroinvertebrate assemblage structure assessed through

multivariate analysis. In Guapimirim basin nMDS ordinations at genus level had 50% of

intermediately impaired sites falling inside 95% confidence ellipse built for reference

areas, while at higher taxonomic levels those sites were out of confidence limits. We

must consider that although using assemblage data may reveal differences in structure

and composition among sites, relevant information for bioassessment must be focused

on a number of specific taxa (i.e. the principles of bioindicator species and creation of

indices).


Considering biotic index responses, although we had statistically significant results,

order resolution showed lower discriminating power than the other taxonomic

resolutions to separate reference sites from intermediately impaired sites. Therefore, we

could infer that in more subtle impairment gradients, order-level responses may

compromise water classification.

In general, our results were consistent with many other studies that found family or

higher taxonomic levels supporting the conclusions based on lower taxonomic levels

(Chessman 1995, Zamora-Muñoz and Alba-Tercedor 1996, Bowman and Bailey 1997,

Bailey et al. 2001, Reece et al 2001, Waite et al 2004, Marshall et al. 2006).

In contrast with these findings, it has been hypothesized that there is a hierarchical

response in macroinvertebrate assemblages to increasing impacts: first the individual is

affected, and then the species, genus, family, etc. are removed from a assemblage as

levels of stress increase (Ferraro and Cole 1992). As resolution becomes coarser, the

ability to detect impact decreases to the point where only gross pollution can be

identified. Hawkins et al. (2000) found that species based models were able to detect

subtle impacts of non-point source effects of logging in streams in California that family

based models were not able to detect. Guerold (2000) found that EPT family diversity

and abundance indices strongly underestimated the differences among acidic and

reference streams compared with genus and species indices and stated that the use of

family level identification would lead to erroneous interpretations. In summary, some

studies show that only species resolution will be able to detect subtle impacts because

species exhibit a wide range of ecological characteristics and tolerances to a variety of

disturbances (Nijboer and Schmidt-Kloiber 2004), and when genus resolution is

employed, these more subtle and specific impacts may be missed because the loss of

species can be masked by the replacement of more tolerant congeners. A good example

of that was shown by Buss and Salles (2007), working in a 4 km reach of the

Guapimirim River, who found the genus Americabaetis occurring in the whole gradient,

but more detailed analysis indicated Americabaetis labiosus was replaced by

Americabaetis alphus with increased sewage effluents. According to Bowman and

Bailey (1997) there are situations where coarse taxonomic resolution is not an option:

when evaluation of known indicator species can greatly reduce the cost of impact

assessment.


There are two apparent ways to help resolve the issue of taxonomic resolution relative

to RBP objectives: more studies on pollution ecology are needed to understand better

the effects of anthropogenic stresses and species responses based on their biology and

ecology; and increased knowledge of species life histories and development are needed

to improve taxonomic keys and assessment tools. Species or genus level identifications

are called for comprehensive national ecological surveys (such as those conducted in the

USA as NAWQA, EMAP, or NRSA) in which rigorous chemical and physical habitat

data are collected consistently along with the biota at all sites. Such surveys will help

provide the autoecological data needed for improved understanding of species/genus

responses to natural gradients and anthropogenic stressors (Lenat and Resh 2001,

Whittier et al. 2007, Hughes & Peck In Review).

We reaffirm that the “sufficient” taxonomic level is dependent on study objectives.

Therefore, we agree with the suggestions of Lenat and Resh (2001) and Bailey et al.

(2001) that indicate family-level identifications for situations where resources (money,

time, or expertise) are limited. Studies focused on detection of gross among-site

differences, studies in areas of known low diversity, and studies using multimetric and

multivariate techniques can likely use coarser taxonomic resolutions. It has been

suggested that family level could be used to distinguish between unimpaired,

moderately impaired, and severely impaired systems (Plafkin et al. 1989, Hewlett 2000,

Lenat and Resh 2001, Waite et al. 2004). Coarser taxonomic resolution may also be

applied as an “early warning system” to identify gross changes in stream quality (Resh

and McElravy 1993). Coarser taxonomic levels may also be used in volunteer programs

to raise public awareness about stream and river quality. However, studies dealing with

conservation, life histories, indicator groups, and those looking at specific types of

perturbation are likely to require genus-level or preferably species-level identifications.


Conclusions

In this study, although the 3 taxonomic levels (genus, family and order) were

“sufficient” to discriminate sites according to their degree of impairment, genus-level

was more effective in showing differences among environmental conditions for both

river basins, especially when considering biotic index responses. However, due to the

lack of comprehensive taxonomic keys and information about the ecology of those

genera, we believe that genus resolution is not currently a feasible option to be

implemented as a routine bioassessment program in Brazil.

On the other hand, order taxonomic level present low-costs and easily applied.

However, our results showed that order resolution had low discriminative power to

separate reference sites from intermediately impaired sites when considering biotic

index responses, and therefore is best used as an “early warning” system for alerting the

public about serious pollution.

Of the 3 tested taxonomic resolutions, the family level was the one that showed the best

cost-benefit ratio, considering the specific aims of RBPs. It is taxonomically possible to

be used over a wide area, covering many ecosystems, probably with few local/regional

adjustments. Our results showed that family-level had similar results with genus-level to

discriminate environmentally distinct areas. Since other countries are also using this

level of taxonomic resolution, data and methods may be compared, tested and even

shared.

Acknowledgements

We are grateful to the colleagues of LAPSA, in special to Dr. Darcilio F. Baptista and

Dr Josino C. Moreira (ENSP/FIOCRUZ) for their support during this work, and to Dr

Robert Hughes (EMAP/USEPA) for his valuable comments that improved this

manuscript. This study is based in part on a PhD thesis by Daniel F. Buss. Partial

funding was provided by FAPERJ, CAPES and LAPSA/FIOCRUZ.


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Capítulo 3

Desenvolvimento de um índice biológico para uso de voluntários na avaliação da qualidade da água de rios

Capítulo de Livro aceito para publicação com peer review.

Buss, D.F. 2008. Desenvolvimento de um índice biológico para uso de voluntários na avaliação da qualidade da água de rios. In: Baptista, D.F.; Buss, D.F. & Oliveira, R.B. (Eds). Monitoramento Biológico de Ecossistemas Continentais. Series Oecologia Brasiliensis, vol. XIII. Rio de Janeiro: PPGE/UFRJ.


Desenvolvimento de um índice biológico para uso de voluntários na avaliação da qualidade da água de rios

RESUMO A avaliação e o monitoramento da qualidade das águas são fundamentais para a regulação e acompanhamento das ações de gestão de recursos hídricos. Estas atividades são, ou deveriam ser, realizadas por agências ambientais governamentais, embora dois problemas impeçam que isso ocorra adequadamente: os métodos de análise utilizados não são adequados para avaliar diversas situações ecológicas, além das agências não darem conta da enorme, e sempre crescente, demanda. Visando auxiliar na resolução destes problemas, a legislação prevê a participação das comunidades em várias etapas do processo de gestão de recursos hídricos. Em consonância com esses objetivos, este estudo relata o desenvolvimento um índice biológico, analisando seu potencial para uso por voluntários na avaliação e monitoramento da qualidade da água de rios. O índice (IBVol) foi construído a partir da atribuição de valores para grupos de macroinvertebrados, com base em sua distribuição em um gradiente ambiental representado por 52 localidades/ocasiões amostrais. O IBVol mostrou-se capaz de refletir macro-alterações ambientais e foi correlacionado a Demanda Bioquímica de Oxigênio, um parâmetro indicador da qualidade da água. O índice foi testado ainda na região serrana do Espírito Santo e demonstrou que possui robustez para ser usado em outras regiões com características similares ao que foi desenvolvido. Como perspectiva, o IBVol pode ser testado em programas de capacitação de agentes comunitários.

PALAVRAS-CHAVE Monitoramento participativo; voluntariado, IBVol, macroinvertebrados bentônicos, ecologia de rios

Development of a biotic index for volunteer monitoring and assessment of stream water quality

ABSTRACT The implementation of a water quality assessment and monitoring program is paramount to an efficient system of water regulation and management. These activities are, or should be, performed by official environmental protection agencies, but two major drawbacks hinder such actions: analytical methods used are often inappropriate to evaluate ecosystem health and the incapacity to attend the overwhelming growing demand. To solve these problems, Brazilian “Water Legislation” stimulates public participation in the management of water resources. As a contribution to this process, this study aims to develop a biotic index for volunteer monitoring and assessment of wadeable streams. The index (IBVol) is composed by tolerance values, which were attributed to macroinvertebrate groups based on their distribution in an anthropogenic impact gradient represented by 52 sites/occasions. The IBVol was correlated to environmental parameters as well as to Biochemical Oxygen Demand, indicating its ability to reflect both major ecosystem changes and the water quality. A test performed in Espirito Santo State indicated the index is robust enough to be used in other regions, in streams with similar ecological conditions to those where it was created. As a future perspective, the IBVol should be tested in volunteer monitoring programs.

KEY-WORDS Volunteer monitoring; watchdogging, IBVol; benthic macroinvertebrates; freshwater ecology


Introdução

A falta de informação sobre a qualidade dos ecossistemas aquáticos impede a

sistematização de bancos de dados abrangentes, o que por sua vez prejudica o

direcionamento de políticas e a construção dos planos de ação para os recursos hídricos

nas diversas esferas de governo. Observa-se que, no Brasil, a coleta de dados está

concentrada em entidades federais com atribuições que envolvem um território muito

extenso (Tucci et al. 2001). Dados sobre as bacias de pequeno e médio porte, essenciais

para o gerenciamento de demandas como abastecimento de água, irrigação e

conservação ambiental praticamente não existem, aumentando a incerteza das decisões

sobre os usos e gerando conflitos.

Parte do problema reside nas ferramentas tradicionais de análise da qualidade das águas

– baseadas em parâmetros físicos, químicos e bacteriológicos – que são ineficientes na

avaliação da qualidade estética, recreativa e ecológica dos ecossistemas aquáticos por

avaliarem o ambiente apenas no momento em que foram coletadas, como uma

fotografia do rio (Rosenberg & Resh 1993, Buss et al. 2003). Isto faz com que seja

necessário um grande número de análises, geralmente custosas, o que inviabiliza seu

uso para a realização de um monitoramento temporal eficiente.

Pesquisadores e gestores apontam que a integração desses resultados com outros

métodos analíticos aumenta o poder de detecção de impactos, sendo o monitoramento

biológico, ou biomonitoramento, o método mais utilizado para este fim (Rosenberg &

Resh 1993, USEPA 1997). Em consonância com essa constatação, a legislação

brasileira teve grandes avanços nas últimas décadas no que diz respeito ao

estabelecimento de ferramentas e diretrizes para a avaliação e a conservação dos

ecossistemas aquáticos. Dentre esses, destacam-se a Lei 9.433/97, que estabelece a

Política Nacional de Recursos Hídricos, a Resolução Conama 274/00 que estabelece os

padrões de qualidade para a balneabilidade, e a Resolução Conama 357/05 que revê os

padrões para a classificação dos corpos d’água segundo seus usos, estabelecendo os

limites para lançamento de efluentes para cada classe. Neste último, pela primeira vez o

uso de instrumentos de avaliação biológica é citado (artigo 8o, parágrafo 3o): “a

qualidade dos ambientes aquáticos poderá ser avaliada por indicadores biológicos

quando apropriado, utilizando-se organismos e/ou comunidades aquáticas”. Apesar


desses avanços, ainda há uma lacuna a ser preenchida, pois a legislação, não faz

qualquer menção à padronização dos métodos a serem usados no monitoramento

biológico.

A segunda parte do problema é institucional: mesmo com o esforço recente das agências

ambientais, o número de corpos d’água avaliados tem sido insuficiente para atender às

demandas. Além disso, o monitoramento é realizado esporadicamente, ou com longa

periodicidade, e utilizando apenas as técnicas tradicionais. Poucas agências

incorporaram as análises biológicas em seus protocolos e, ainda assim, na maior parte

só as utilizam em rios de grande porte (CETEC 1998, CETESB 2004).

As alternativas para resolver estes problemas estão, portanto, no estabelecimento de

ferramentas analíticas adequadas e de baixo custo (i.e. melhoria no sistema de

monitoramento da qualidade das águas) e no aumento da capacidade institucional de

atendimento das demandas de monitoramento (i.e. melhoria na quantidade de dados

levantados).

Outro documento norteador de políticas sócio-ambientais, a Agenda 21, traz um

conceito inovador que auxilia na resolução destes dois problemas (CNUMAD 1992,

Capítulo 18, pp. 337-338): “para delegar o manejo dos recursos hídricos ao nível

adequado mais baixo é preciso educar e treinar o pessoal correspondente em todos os

planos e assegurar que a mulher participe em pé de igualdade dos programas de

educação e treinamento. Deve-se dar particular ênfase à introdução de técnicas de

participação pública, inclusive com a intensificação do papel da mulher, da juventude,

das populações indígenas e das comunidades locais. Os conhecimentos relacionados

com as várias funções do manejo da água devem ser desenvolvidos por governos

municipais e autoridades do setor privado, organizações não-governamentais

locais/nacionais, cooperativas, empresas e outros grupos usuários de água. É necessária

também a educação do público sobre a importância da água e de seu manejo adequado.

(...) Para implementar esses princípios, as comunidades precisam ter capacidades

adequadas. Aqueles que estabelecem a estrutura para o desenvolvimento e manejo

hídrico em qualquer plano, seja internacional, nacional ou local, precisam garantir a

existência de meios para formar essas capacidades os quais irão variar de caso para

caso. Elas incluem usualmente: (a) programas de conscientização, com a mobilização de

compromisso e apoio em todos os níveis; (...); e (e) partilha de conhecimento e

tecnologia adequados, tanto para a coleta de dados como para a implementação de


desenvolvimento planejado, incluindo tecnologias não-poluidoras e o conhecimento

necessário para obter os melhores resultados do sistema de investimentos existente”.

No que diz respeito à formação do público para o manejo dos recursos hídricos, e a fim

de desenvolver capacidades e massa crítica para a gestão, algumas experiências vêm

sendo desenvolvidas em diversos países. Dentre outras, o treinamento do público leigo,

em caráter voluntário, com técnicas de avaliação ambiental (um processo cujo conceito

denominaremos aqui de “monitoramento participativo”), é uma das que parecem ter boa

capacidade de aplicação no Brasil. No EUA, um país com dimensões continentais como

o Brasil, essas atividades permitem que sejam coletadas áreas muito mais extensas, com

maior freqüência do que as agências ambientais dariam conta e com custos mais baixos

(Maas et al. 1991, Markusic 1991, Levy 1998). Esses grupos, desde que tenham

treinamento adequado, produzem dados confiáveis, a ponto de serem considerados

como dados oficiais pelo órgão ambiental daquele país (Mattson et al. 1994, Engel &

Voshell 2002).

Para atingir esse estágio de reconhecimento pelos órgãos ambientais é fundamental que

os métodos de análise disponíveis para esse público sejam simples e eficazes na

detecção dos problemas ambientais. Dentre as preocupações com o desenvolvimento

dessas ferramentas estão o nível de identificação dos organismos bioindicadores, as

limitações das técnicas de coleta e o conteúdo teórico-prático transmitido e absorvido

pelos voluntários durante os treinamentos (Penrose & Call 1995).

Neste estudo, o objetivo foi desenvolver um índice biológico para uso de voluntários na

avaliação da qualidade da água de rios. Para tal, foram utilizados dados de freqüência de

macroinvertebrados bentônicos de diversos riachos do município de Guapimirim, RJ, e

foi realizado um curso de identificação biológica com um grupo de voluntários, de

forma a verificar o nível taxonômico mais adequado para uso com esse público. Após

esta determinação, graus de tolerância aos impactos foram atribuídos a cada táxon,

formando um índice biológico. A capacidade do índice em responder aos impactos foi

avaliada nesta bacia hidrográfica e também no Estado do Espírito Santo.


Materiais e Métodos

O curso de monitoramento biológico para os voluntários enfatizou a identificação

taxonômica de macroinvertebrados bentônicos. Dentre os diversos organismos que

podem ser usados como biondicadores, esse grupo é o mais utilizado em programas

similares em países como Estados Unidos e Canadá (Engel & Voshell 2002). Segundo

Plafkin et al. (1989), isto ocorre por uma série de razões: são ubíquos, podendo

responder a perturbações em todos os ambientes aquáticos e em todos os períodos; o

grande número de espécies oferece um amplo espectro de respostas; mesmo em rios de

pequenas dimensões, a fauna pode ser extremamente rica; a natureza relativamente

sedentária de várias espécies permite uma análise espacial eficiente dos efeitos das

perturbações; apresenta metodologias de coleta simples e de baixo custo, que não

afetam adversamente o ambiente; e são relativamente fáceis de identificar segundo as

metodologias existentes.

O treinamento (8 horas, em quatro dias com duas horas/dia) ocorreu em duas escolas do

município de Guapimirim, RJ (Escola Municipal Ilza Junger Pacheco e Colégio

Cenecista Alcindo Guanabara) em 1999. O público prioritário foi o de professores e

alunos de sexta e sétima séries (14 meninos e 13 meninas, com idades entre 11 e 15

anos), como uma forma de dar retorno à sociedade local sobre os conhecimentos

técnicos adquiridos durante as pesquisas desenvolvidas na região. O programa contou

com o apoio da Secretaria Municipal de Educação, responsável pela escolha das escolas

e todas as despesas de compra de materiais e de infra-estrutura.

Ao término do curso, foram realizadas avaliações periódicas a respeito da identificação

dos macroinvertebrados. Os registros realizados pelos voluntários foram comparados

com a realizada por um biólogo especialista, de forma a determinar o percentual de

acertos. Para a maioria dos organismos, o nível de ordem foi o que atingiu percentual

desejado de identificações corretas (mais de 80% de acertos), embora tentativas tenham

sido feitas para níveis taxonômicos mais refinados.

As coletas de macroinvertebrados para determinação do índice biológico para

voluntários (IBVol) foram realizadas no mesmo município, entre 1997 e 1999, em 52

localidades/ocasiões. Destas, 15 localidades/ocasiões representavam áreas consideradas


“Referência”, com alto grau de integridade ambiental, sem canalizações ou quaisquer

outros sinais claros de impactos antropogênicos e qualidade e água condizente com as

de classe 1 segundo a Resolução Conama 357/05; 12 localidades/ocasiões

representavam áreas “Sub-ótimas” com alguns sinais de impactos (poucas casas

próximas, desmatamento pontual, mata ciliar presente em todos os trechos); 18

localidades/ocasiões representavam áreas “Regulares”, onde a presença de casa e outras

edificações era evidente, embora o entorno do rio ainda guardasse presença de mata

ciliar (esparsa e freqüentemente arbustiva) e mecanismos naturais de retenção, como

pedras; e 7 localidades/ocasiões representando áreas “Impactadas”, onde a mata ciliar

era ausente e os impactos humanos evidentes, tanto na qualidade da água quanto no

leito do rio, totalmente assoreado.

Todas as amostras foram coletadas por uma equipe de pesquisadores da Fiocruz,

utilizando um coletor do tipo Surber (900 cm2 área; malha de 125 µm). Doze amostras

foram retiradas em cada local, representando os quatro substratos mais abundantes

(sedimento, folhiços em área de remanso e de correnteza e pedras – ver detalhes da

metodologia em Buss et al. 2002).

A metodologia de cálculo do IBVol seguiu a lógica de diversos índices bióticos

(BMWP – ver revisão em Hawkes 1997, FBI – Hilsenhoff 1988, entre outros): foram

atribuídos valores de 1 a 5 para cada grupo de macroinvertebrados (aqueles que eram

possíveis de serem identificado corretamente pelos voluntários), de acordo com a

sensibilidade dos mesmos aos impactos ambientais. Valores mais altos equivaliam a

uma maior sensibilidade, ou seja, distribuição preferencial ou exclusiva em locais

sabidamente não-impactados.

Apesar dos procedimentos de cálculo do índice considerarem apenas os dados de

presença de cada grupo, neste estudo a contagem de todos os indivíduos foi realizada,

pois o percentual relativo dos grupos representa um componente da “chance” do

organismo ser encontrado pelo público leigo. Grosso modo, é esperado que pelo menos

um indivíduo dos grupos mais abundantes seja encontrado, embora isso também

dependa de fatores como a mobilidade (organismos que se movem mais são mais

facilmente visualizados), a coloração (uma coloração críptica dificulta a visualização,

enquanto cores vibrantes, como o vermelho de Chironomus, chamam a atenção) e o

tamanho.


De acordo com a presença dos organismos na amostra, a pontuação equivalente era

somada e o valor final foi usado para a determinação da qualidade da água do local.

Estes totais eram então comparados a uma tabela, onde podiam ser atribuídos a uma das

cinco classes: Péssima (menos que 7 pontos), Ruim (8 a 13 pontos), Regular (14 a 20

pontos), Boa (21 a 26 pontos) e Excelente (maior que 27 pontos). Os valores das classes

de água foram baseados em uma classificação prévia sobre as localidades, de acordo

com parâmetros físico-químicos e ambientais, buscando refletir as quatro classes de

qualidade pré-estabelecidas (Referência, Sub-ótimo, Regular e Impactados).

Para verificar a acuidade do IBVol na determinação da qualidade da água, foram

calculadas as correlações de Pearson entre o IBVol e o índice de avaliação de habitats

(IAH; traduzido de Barbour et al. 1999) e com a Demanda Bioquímica de Oxigênio

(DBO). O IAH é composto por dez variáveis ambientais, avaliadas visualmente in loco,

que caracterizam a qualidade do habitat aquático em micro-escala (e.g. rugosidade do

leito e deposição de sedimentos), macro-escala (e.g. morfologia do canal), integridade

da mata ciliar e região adjacente ao rio. Cada variável possui quatro condições descritas,

com pontuações associadas a elas. A soma dos valores determina o grau de integridade

ambiental, sendo 0-5 Pobre; 5,1-10 Marginal; 10,1-15 Sub-ótimo e 15,1-20 Ótimo. A

DBO é uma medida da quantidade de oxigênio consumida por micro-organismos na

quebra do material orgânico na água durante um período. É comumente utilizada como

um parâmetro da entrada de esgotos domésticos ou de outras fontes de poluição

orgânica, principal impacto ambiental observado nesta bacia hidrográfica. Segundo a

Resolução Conama 357/05, águas de Classe 1 de qualidade (aquelas que se destinam ao

abastecimento humano, à proteção da vida aquática e à recreação de contato primário),

devem apresentar concentrações de DBO5 menores do que 3mg/L O2; as águas de

Classe 2 (destinadas, entre outros usos, à aqüicultura e à pesca) menores do que 5mg/L

O2 e as águas de Classe 3 (destinadas, entre outros usos, à dessedentação de animais)

menores do que 10mg/L O2.

Para verificar a aplicabilidade do IBVol em outras regiões, o mesmo foi utilizado em

nove localidades no município de Domingos Martins, região serrana do Espírito Santo,

seguindo os mesmos procedimentos de coleta e análise.


Resultados e Discussão

Durante o curso, as aulas de Biologia indicaram que a falta de prática na observação dos

organismos aquáticos dificultou a correta classificação dos mesmos. Assim, na maioria

dos grupos, o nível taxonômico mais baixo que os voluntários conseguiram atingir

confiavelmente (i.e. com mais de 80% de precisão na identificação) foi o de ordem. A

partir dessa informação, o desafio foi o de construir um índice biológico que contivesse

informação relevante para o monitoramento biológico da qualidade da água dos rios e

que, ao mesmo tempo, fosse factível com a capacidade de identificação pelo público

leigo após um rápido treinamento.

Uma análise do percentual de acertos dos voluntários na identificação taxonômica

indicou que Hemiptera poderia ser separado ao nível de família, por serem

morfologicamente bem distintas. No entanto, como não foi verificada uma associação

clara entre as famílias com as condições ecológicas avaliadas (apresentaram distribuição

ampla ao longo do gradiente de impacto), a separação a este nível não era justificada

para a composição do índice. Este resultado pode ter ocorrido pelo fato da maioria dos

hemípteros aquáticos ser nectônica (não estando diretamente associada ao sedimento),

muitos possuírem sifão respiratório (não estando sujeitos à redução de oxigênio

dissolvido na água) e terem bom potencial de rápido deslocamento através da natação

(podendo se afastar de condições críticas). Essas características fizeram com que,

usando os procedimentos de coleta aqui descritos, o número de organismos coletados

tenha sido relativamente pequeno, com predomínio de Veliidae sobre as demais

famílias. Considerando o nível de ordem, como foi observada uma preferência por áreas

de referência e sub-ótimas (Figura 1), foi atribuído valor 3 no IBVol.

Plecoptera e Megaloptera possuem poucas famílias em riachos brasileiros (duas em

cada). Neste estudo, as duas famílias de Plecoptera (Perlidae e Gripopterygidae) foram

encontradas, ambas sempre fortemente associadas às áreas de referência (Figura 1).

Portanto, o nível taxonômico de ordem já foi suficiente para a caracterização de

impactos ambientais e foi atribuído o valor máximo, 5, na construção do IBVol. No

caso de Megaloptera, todos os indivíduos encontrados pertenciam à família

Corydalidae. Por serem organismos grandes e representados por pouco indivíduos,

corresponderam a percentuais relativos baixos. No entanto, sua preferência por áreas


referência ou sub-ótimas foi evidente (locais referência 0,1% dos indivíduos por

amostra em média; sub-ótimos 0,07%; regulares 0,04% e ausente de locais impactados)

e, portanto, foi atribuído valor 4 no IBVol.

Quanto à Ephemeroptera, seria particularmente desejável para o aumento da

sensibilidade do índice a identificação das famílias Baetidae e Leptophlebiidae, pois

possuem distribuições associadas a condições ecológicas distintas. Baetidae é composta

por muitas espécies com variados graus de tolerância (inclusive ao nível de espécie,

como demonstrado por Buss & Salles 2007), mas é particularmente bem representada

em áreas de transição pouco/moderadamente impactadas (padrão encontrado tanto no

EUA – Hilsenhoff 1988, quanto na Europa Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega 1988). Já

Leptophlebiidae está mais associada a áreas com boa integridade/referência (Hilsenhoff

1988, Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega 1988). Esse padrão foi parcialmente

confirmado neste estudo, ficando Leptophlebiidae claramente associada às áreas de

referência, mas Baetidae também foi mais associado às áreas de referência, embora

tenha apresentado distribuição mais representativa ao longo do gradiente de impactos

(Leptophlebiidae – referência 1,4% dos indivíduos por amostra em média; sub-ótimo

0,4%; regular 0,1% e ausente de locais impactados – e Baetidae – referência 10,1%;

sub-ótimo 3,7%; regular 4,3% e impactados 0,8%).

Embora a identificação de Ephemeroptera ao nível de família não seja difícil com

treinamento técnico moderado, verificaram-se dificuldades de classificação pelo público

não-especialista. Um aspecto que facilitou a identificação de Baetidae foi a observação

dos organismos enquanto estavam vivos: Baetidae têm o comportamento de nadar

rapidamente, enquanto as outras famílias (Caenidae, Leptohyphidade e Leptophlebiidae,

neste estudo) possuem o corpo mais achatado dorsoventralmente e tendem a caminhar

ou ficar imóveis sobre ou sob o substrato. No entanto, apesar do protocolo prever a

coleta dos organismos vivos, a dificuldade de identificação pelos voluntários (52% de

acertos em média) levou à determinação do uso do nível taxonômico de ordem. Neste

nível, a distribuição foi relacionada às três classes de integridade mais altas, com leve

preferência pelas áreas de melhor qualidade ecológica (Figura 1), sendo atribuído valor

3 no IBVol.

A ordem Coleoptera é rica em espécies aquáticas e muitos possuem tamanho diminuto,

fazendo com que a identificação ao nível de família requeira equipamentos e

treinamento técnico moderado/alto. Dessa forma, a identificação ao nível de ordem é a


mais adequada para o público leigo. Neste estudo, a dominância, tanto em número de

indivíduos quanto em número de gêneros, foi da família Elmidae. A ordem teve

distribuição preferencial em áreas sub-ótimas, com alta representatividade nas áreas de

referência. No entanto, como foi representada também em áreas de classificação regular

e até mesmo em áreas impactadas (dois indivíduos de Hydrophilidae adultos, que

respiram ar atmosférico) (Figura 1), foi atribuído valor 3 no IBVol para a ordem.

A literatura indica graus de tolerância diferenciados para grupos do filo Mollusca:

Bivalvia, com algumas exceções, sendo mais sensível do que os demais moluscos de

água doce (e.g. Hilsenhoff 1988, Alba-Tercedor & Sánchez-Ortega 1988). Neste estudo,

foram encontrados poucos bivalves (0,05% do total). A grande maioria dos moluscos

foi de Thiaridae (gênero Melanoides). Como a classificação do filo é de conhecimento

geral, optou-se por seu uso e, dada a clara preferência por áreas impactadas (Figura 1),

foi atribuído valor 1 no IBVol.

As diferenças morfológicas da ordem Odonata permitem que sejam facilmente

identificados em nível taxonômico de sub-ordem, Zygoptera e Anisoptera, pela presença

de brânquias externas no primeiro. A identificação em nível de família não foi viável

para este público. Ademais, os padrões encontrados para as famílias foram similares em

todas as situações, não justificando sua separação a este nível taxonômico. Embora

errôneo, para facilitar a comunicação com os voluntários, a classificação adotada em

comum acordo foi de “Odonata com cauda” (Zygoptera) e “Odonata sem cauda”

(Anisoptera). Ambas as sub-ordens apresentaram preferência por locais mais bem

preservados, porém como relativamente poucos organismos foram coletados (1,4% do

total) e se distribuíram por todo o gradiente, foi atribuído a ambas o valor 2 no IBVol.

Para a ordem Trichoptera, optou-se por uma classificação com base nas “características

mais facilmente identificáveis” ao invés de uma subdivisão respeitando critérios

taxonômicos. A observação de que larvas construtoras de abrigos (usando pedras,

folhas, gravetos e/ou seda) têm clara preferência por locais de referência (Figura 1), fez

com que lhe fosse atribuído valor 5 no IBVol. Vale ressaltar que não houve diferenças

claras entre as distribuições de larvas fragmentadoras construtoras de abrigos com

folhas e graveto (particularmente representados por Phylloicus – Calamoceratidae;

Necopsyche e Triplectides – Leptoceridae) das construtoras de abrigos de pedras e seda,

geralmente raspadoras ou coletoras (Helicopsychidae, Glossossomatidae, Odontoceridae

e demais Leptoceridae). Dessa forma, o grupo “Trichoptera com casulo”, apesar de não


possuir base taxonômica (inclusive por haver uso dos mesmos casulos por diferentes

espécies, segundo Crisci-Bispo et al. 2004), pode ser usado nos programas

participativos com essa classificação.

O grupo “Trichoptera sem casulo” incluiu organismos de vida-livre, em toda ou na

maior parte de seu desenvolvimento: Hydrobiosidae, Hydropsychidae, Philopotamidae,

Polycentropodidae e Hydroptilidae. Nesse último, apesar de construírem abrigos de

seda permeável, isso só ocorre nos últimos ínstares e muitos voluntários os

classificavam como “sem casulo” justamente por serem totalmente visíveis mesmo

dentro dos abrigos. A distribuição desse grupo foi bem distinta dos “Trichoptera com

casulo” (Figura 1), evidenciando que são favorecidos por características ecológicas

distintas, justificando sua separação. O grupo foi bem representados nos locais de

referência, sub-ótimos e regulares (Figura 1) e, portanto, lhe foi atribuído valor 2 no

IBVol.

Em Diptera, percebem-se dois padrões de distribuição: um com destaque para os dois

grupos mais abundantes, Simuliidae e Chironomidae, cujos picos foram nos locais

regulares ou impactados (Simuliidae – referência 11,3% dos indivíduos por amostra em

média; sub-ótimo 21%; regular 39% e impactados 1,3% – e Chironomidae – referência

35,3%; sub-ótimo 39,4%; regular 23,9% e impactados 60,2%), e outro com destaque

para Tipulidae e Empididae, bem representados em locais referência ou sub-ótimos

(Tipulidae – referência 0,5% dos indivíduos por amostra em média; sub-ótimo 0,1%;

regular 0,03% e ausente de locais impactados – e Empididae – referência 0,4%; sub-

ótimo 0,3%; regular 0,3% e impactados 0,08%).

Assim como ocorreu com Trichoptera, optou-se por uma divisão baseadas em

características morfológicas mais facilmente identificáveis e não necessariamente com

base em critérios taxonômicos. Logo, dada a preferência de “Diptera com cabeça

distinta” (que reúne as famílias Chironomidae, Simuliidae, Ceratopogonidae, Culicidae

e Psychodidae) por locais mais impactados (Figura 1), foi atribuído valor 1 no IBVol. Já

o grupo “Diptera sem cabeça distinta” (famílias Tipulidae e Empididae), apesar do

baixo percentual relativo, foi mais comumente encontrado em locais referência, mas

também em locais sub-ótimos e regulares (Figura 1), recebendo valor 3 no IBVol.

Os grupos Hirudinea e Oligochaeta foram frequentemente associados às áreas mais

impactadas, sendo este último muito abundante nesse trecho (Hirudinea – ausentes em


locais referência; sub-ótimos 0,01% dos indivíduos por amostra em média; regulares

0,02% e impactados 0,6% – e Oligochaeta – referência 0,09%; sub-ótimo 0,02%;

regular 0,07% e impactados 4,1%). Já Turbellaria, apesar de ter maior percentual

relativo em locais sub-ótimos (Turbellaria – ausente em locais referência; sub-ótimos

0,06%; regulares 0,01% e impactados 0,05%), isto foi causado pela presença desses

organismos em uma só amostra. Assim, esse grupo pode ser considerado mais

facilmente associado a locais impactados (encontrado em mais de 70% das amostras que

representaram essa condição), sendo atribuído valor 1 a cada um destes grupos para a

construção do IBVol.

Os Crustacea foram representados por poucos indivíduos predominantemente

encontrados em locais referência e ausentes dos locais impactados (referência 0,7% dos

indivíduos por amostra em média; sub-ótimo 0,1%; regular 0,07% e ausente em locais

impactados), sendo-lhe atribuído valor 4 no IBVol.

Em resumo, o índice foi composto por dois grupos fortemente associados a áreas de

referência (Plecoptera e “Trichoptera com casulo”), recebendo valor 5 no IBVol e dois

grupos com preferência por áreas mais bem conservadas (Megaloptera e Crustacea),

recebendo valor 4. As ordens Ephemeroptera, Coleoptera, Hemiptera e o grupo “Diptera

sem cabeça distinta” também foram associadas a essas áreas, mas tiveram boa

distribuição em locais de condição regular, sendo-lhes atribuído valor 3. Os organismos

considerados moderadamente sensíveis e que tiveram distribuição mais associada a

áreas regulares foram Odonata (“com cauda” e “sem cauda”) e “Trichoptera sem

casulo”, recebendo valor 2. Por fim, os organismos considerados tolerantes foram

“Diptera com cabeça distinta”, Mollusca, Oligochaeta, Hirudinea e Turbellaria,

recebendo valor 1 no IBVol (Tabela I).


Figura 1. Percentual relativo de cada grupo de macroinvertebrado coletado em quatro condições ecológicas (Ref – Referência; SO – Sub-ótima; Reg – Regular e Imp – Impactada). Nos gráficos, o sinal (-) indica a mediana, as bordas da caixa representam os percentis 25% e 75%, as extremidades indicam os valores mínimo e máximo, o sinal (o) indica os valores outlier e o sinal (+) indica os valores extremos.


Tabela I. Valores atribuídos a cada grupo de macroinvertebrado para composição do Índice Biológico para Voluntários (IBVol).

Grupo Valor IBVol Plecoptera 5 Trichoptera com casulo 5 Crustacea 4 Megaloptera 4 Coleoptera 3 Ephemeroptera 3 Diptera sem cabeça distinta 3 Hemiptera 3 Odonata com cauda 2 Odonata sem cauda 2 Trichoptera sem casulo 2 Mollusca 1 Diptera com cabeça distinta 1 Turbellaria 1 Hirudinea 1 Oligochaeta 1

A aplicação dos valores do índice nas amostras retiradas dessas localidades

revelou que o IBVol foi significativamente correlacionado com o índice de integridade

ambiental e com a Demanda Bioquímica de Oxigênio da água (DBO) (Figura 2).

Figura 2. Correlação de Pearson entre os valores obtidos no Índice Biológico para Voluntários (IBVol) e o Índice de avaliação de habitats e a Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) em 52 localidades/ocasiões de coleta.

r = 0,81p < 0,0001

r = -0,82p < 0,0001


Para que os resultados de um índice sejam considerados confiáveis, é importante que

seja testado em regiões diferentes da que foi criado. O teste do índice no município de

Domingos Martins, região serrana do Espírito Santo, indicou que o índice se manteve

correlacionado com os mesmos parâmetros (índice de avaliação de habitats – r = 0,76;

p<0,001 e DBO – r = -0,79; p<0,001), comprovando que, apesar de simplificado, pode

ser utilizada em regiões diferentes da que a originou.

Como comentários à aplicação do IBVol, este se mostrou uma ferramenta de avaliação

ambiental simples e robusta o suficiente para uso em programas de capacitação de

agentes comunitários. No entanto, é uma mera ferramenta de análise que, por si só, não

garante a melhoria da qualidade da água – a participação pública, bem como de outros

atores, é fundamental para esse fim. Outros fatores devem ser levados em consideração

para que os dados sejam considerados válidos: as estratégias usadas nos programas de

treinamento dos voluntários e, mais importante, um plano de controle que ateste a

qualidade dos dados gerados por essas equipes.

A inclusão de voluntários no monitoramento ambiental não substitui a ação de biólogos

ou outros técnicos. Como os rios são ecossistemas complexos, em muitas situações os

resultados numéricos produzidos por esses índices (reduzidos a um único valor) não

fornecem informações suficientes para a tomada de decisões. Nestes casos, a

experiência destes profissionais continua sendo fundamental na documentação da causa

dos impactos, quantificação dos efeitos e desenvolvimento de planos mitigadores e

preventivos desses impactos (Engel & Voshell 2002).

O IBVol foi desenvolvido e testado para uma situação ecológica (rios de montanha, de

pequeno a médio porte, com fundo de pedra) e, embora tenha sido testado com sucesso

em outros sistemas aquáticos, sua aplicação não deve ser automática para todas as

situações. Variações fisiográficas como altitude, tamanho do rio, tipo e composição de

leito, presença ou não de mecanismos naturais de retenção, dentre outros, podem ser

responsáveis por alterações da fauna que nada tem a ver com impactos antropogênicos.

Portanto, alterações nos valores podem ser necessárias e estudos ecológicos devem ser

conduzidos nas novas áreas antes que sejam aplicadas pelos voluntários ou grupos

técnicos.


O IBVol foi construído apenas com dados relativos à presença dos organismos. No

entanto, os resultados indicaram que agregar informação sobre a freqüência relativa dos

organismos poderia dar ainda mais robustez ao índice. As dificuldades disso são quanto

à padronização das contagens dos organismos por diferentes grupos de voluntários que,

por não terem necessariamente um longo treinamento técnico, demonstraram

dificuldades para coletar e identificar os organismos de menor tamanho, menor

movimentação ou de coloração críptica. As contagens tornam o processo mais

complexo e mais passível de erros, por isso, pelo menos para grupos iniciantes, parece

ser prudente o uso apenas de dados binários (presença/ausência) para o cálculo do

índice.

Dificuldades ainda maiores se aplicam no caso do aumento da resolução taxonômica.

Parece haver benefícios na identificação, pelo menos ao nível de família para

Ephemeroptera, mas isso requer treinamento específico, nem sempre factível com a

disponibilidade de tempo dos voluntários. Assim, os potenciais benefícios podem se

transformar em problemas, caso a identificação não seja feita corretamente, o que pode

afetar a classificação os corpos d’água, prejudicando a implantação dos planos de

recursos hídricos.

No Brasil, o voluntariado ainda não é suficientemente sólido, apesar de ter havido um

avanço significativo na criação de mecanismos e espaços para a participação da

sociedade civil nos últimos anos (Camargo et al. 2003). Essas ações não são,

necessariamente, “transferências de responsabilidades” ou “culpabilização das vítimas”,

como afirmam alguns (ver em Valla 1998), pois se os benefícios que essa participação

trará para a comunidade forem pequenos, não haverá o engajamento por muito tempo.

No que diz respeito à participação no monitoramento ambiental, o fato da informação

ser gerada localmente, com autonomia do grupo de voluntários é um indicativo de

empoderamento das comunidades, que passam a contar com informações importantes

para pleitear seu papel nos espaços de decisão sobre os planos de recursos hídricos. Os

programas realizados nos estados do Rio de Janeiro, Espírito Santo e Paraná

demonstraram que o monitoramento participativo permite ao público, atuar nos

processos de discussão com vistas à resolução dos problemas detectados (Buss, Novaes

& Oliveira, in prep.).


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Capítulo 4

Estudo de caso: Programa participativo de avaliação integrada e monitoramento da qualidade da água de rios da bacia do Paraná III

Texto compilado de:

Buss, D.F. & Oliveira, J.S. 2008. Programa participativo de avaliação integrada e monitoramento da qualidade da água de rios da bacia do Paraná III. Relatório de Pesquisa. Rio de Janeiro e Foz do Iguaçu: IOC/FIOCRUZ e Itaipu Binacional. 120 pp.

D.F.Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz – Capítulo 4 82

Estudo de caso: Programa participativo de avaliação integrada e monitoramento da qualidade da água de rios da bacia do Paraná III

RESUMO Este documento se baseia em parte no Relatório de Atividades do Programa Agente das Águas, apresentado pelos autores, responsáveis técnicos da FIOCRUZ na parceria com Itaipu Binacional no projeto “Agente das Águas – Programa participativo de avaliação integrada e monitoramento da qualidade da água de rios da bacia do Paraná III”. Neste trabalho são apresentados os principais resultados deste programa que visa a instrumentalização de agentes comunitários voluntários para a realização do monitoramento da qualidade da água de rios e à resolução de problemas através do fortalecimento de redes de parcerias para a formação de fóruns participativos para discutir os problemas ambientais encontrados. Todas as principais etapas do programa foram relatadas e analisadas, da construção da parceria à mobilização social, passando pelos contatos com as comunidades, o curso de capacitação, o uso de ferramentas biológicas e resultados das análises da qualidade das águas. Dentre outros dados relevantes, destacamos os diversos exemplos relatados reforçam a percepção de que a estrutura do projeto não só forneceu informações técnicas, mas também elementos para uma participação mais efetiva.

PALAVRAS-CHAVE Monitoramento biológico, Voluntariado, Participação comunitária, Gestão participativa, Agente das Águas.


Introdução

Os “Programas participativos de avaliação integrada e monitoramento da qualidade da

água de rios” têm como objetivos instrumentalizar agentes comunitários voluntários

para a avaliação da qualidade das águas utilizando bioindicadores e auxiliar no

fortalecimento de redes de parcerias para a formação de fóruns participativos para

discutir os problemas ambientais encontrados.

Esses programas representam a primeira tentativa de implantar programas participativos

de biomonitoramento de águas no Brasil. Como toda abordagem inovadora, apresenta

inúmeras possibilidades de avanço, mas, de forma proporcional, apresenta-se como um

enorme caminho desconhecido a ser percorrido, cheio de dúvidas e dificuldades.

Neste capítulo são apresentados alguns resultados das ações desenvolvidas pela equipe

do Laboratório de Avaliação e Promoção da Saúde Ambiental/IOC/Fundação Oswaldo

Cruz no âmbito do “Programa Agente das Águas” no Estado do Paraná, onde contou

com a parceria de Itaipu Binacional / Cultivando Água Boa, por meio do Programa de

Monitoramento e Avaliação Ambiental.

Para situar todos os passos que foram dados neste projeto, é apresentado, em ordem

cronológica, um quadro-síntese das onze “macro-etapas” que nortearam as ações. Vale

ressaltar que nem todas as etapas foram transformadas em seções separadas neste

documento. Por exemplo, os resultados da segunda etapa “Levantamento da situação

sócio-ambiental das bacias hidrográficas dos municípios envolvidos” permeiam várias

seções, mas estão mais presentes na seção “Entendendo os contextos de atuação”.

De um modo geral, as etapas 3 a 6 se referem à construção de uma rede de parcerias,

indispensável para a execução das ações previstas no projeto apresentado inicialmente à

Itaipu Binacional (etapa 1) e que segue o modelo lógico do “Programa Agente das

Águas” nas outras partes do país. A etapa 7 demonstra a importância da construção de

uma abordagem mais contextualizada, baseada em nossos aprendizados na região. As

etapas 8 e 9 formam o “coração” do projeto: o curso realizado para os voluntários e os

resultados do monitoramento participativo da qualidade das águas dos rios das

microbacias do Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí. Por fim, as etapas 10 e 11 apontam os


caminhos escolhidos autonomamente por cada grupo para tentar resolver os problemas

ambientais detectados durante o monitoramento.

Síntese das atividades desenvolvidas em ordem cronológica:

Etapa 1: Apresentação do projeto para Itaipu Binacional e criação dos meios para viabilização da proposta

Etapa 2: Levantamento da situação sócio-ambiental das bacias hidrográficas dos municípios envolvidos

Etapa 3: Apresentação do projeto para os Comitês Gestores de Bacias Hidrográficas

Etapa 4: Apresentação do projeto para as Prefeituras

Etapa 5: Contatos com Universidades locais e realização do curso teórico-prático para estagiários do projeto

Etapa 6: Apresentação do projeto para as comunidades dos rios Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí

Etapa 7: Adaptação dos materiais educacionais e estratégias pedagógicas para o curso de agentes ambientais

Etapa 8: Realização de curso teórico-prático para agentes ambientais do rio Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí

Etapa 9: Monitoramento das águas das microbacias dos rios Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí

Etapa 10: Apoio e registro à atuação dos voluntários na divulgação dos resultados e na busca da sustentabilidade do projeto

Etapa 11: Apoio e registro à atuação dos voluntários na resolução dos problemas ambientais detectados


FIOCRUZ e Itaipu Binacional: a construção de uma parceria

Com o programa ganhando espaço na cena acadêmica e na cena política dos municípios

onde ocorria, (ver histórico no item “Apresentação” deste documento) uma parceria

começou a ser construída entre a FIOCRUZ e Itaipu Binacional em 2005. A

interlocução inicial por parte de Itaipu foi a bióloga Simone Benassi, responsável pelo

Programa de Monitoramento e Avaliação Ambiental da empresa e grande entusiasta das

propostas do Agente das Águas.

Nessa época conhecíamos pouco sobre Itaipu. Sabíamos que era a maior hidrelétrica do

mundo, que havia alagado as Sete Quedas e que os conflitos gerados à época de sua

construção haviam criado o Movimento dos Atingidos por Barragens (MAB) – fato que

nos deixava relativamente receosos sobre a construção de uma parceria visando o

envolvimento comunitário.

No entanto, encontramos uma empresa com um número surpreendentemente grande de

projetos que enfatizavam a proteção ambiental e o envolvimento das populações. Do

nosso ponto de vista, mais acadêmico, a possibilidade de interagir com outros projetos

de monitoramento ambiental parecia interessante.

Outro aspecto que nos chamou a atenção foram as ações capitaneadas por Itaipu de

reflorestamento de matas ciliares, readequação de estradas e construção de

abastecedouros comunitários de água – ações complexas para a melhoria da qualidade

da água dos rios que deságuam no reservatório1.

Apesar dos avanços inegáveis, a história de Itaipu ainda deixa suas marcas na população

e não é incomum encontrarmos pessoas descontentes com as ações da empresa à época

de sua construção e mesmo agora, devido à forma agressiva que conduz algumas

políticas na região, produz insatisfações. Ainda assim, nos parece que muitas atividades

vêm sendo importantes, tanto do ponto de vista ambiental quanto social e vêm contando

com o apoio de muitas pessoas.

Ao longo de dois anos, tivemos o apoio inestimável do Programa de Monitoramento e

Avaliação Ambiental e da área de Educação Ambiental de Itaipu, além de outros

técnicos e os gestores das bacias hidrográficas.

1 Para saber mais detalhes sobre essas ações, sugerimos o site www.itaipu.gov.br


A parceria com Itaipu previa um projeto piloto inicial de dois anos com quatro

comunidades, foco deste documento, para então avançar aos 29 municípios que têm rios

que deságuam no reservatório – objetivos ousados que constituem o maior programa de

biomonitoramento participativo do Brasil e que não encontra paralelos em nível

mundial, dada a sua especificidade local e pela estrutura de análise e envolvimento

popular.

Além da atuação estratégica junto a Itaipu Binacional, outros parceiros foram

fundamentais para o projeto. Em todos os programas, somaram-se às comunidades

locais, as prefeituras municipais, ONGs e universidades com atuação na região. A

formação de recursos humanos em diversos níveis (comunitário, político e técnico) é

considerado por nós como estruturador dos processos de gestão.

Como era de se esperar, as redes de parcerias se desenvolveram de forma diferenciada

em cada local, dependendo do contexto específico de cada grupo participante e das

condições sócio-ambientais. Nas comunidades do Xaxim e Sabiá, participaram

estudantes da UTFPR, campus Medianeira, enquanto em Toledo/Lopeí, a parceria se

deu com a UNIOESTE, campus Toledo.


A formação da rede de parcerias

Para o sucesso de qualquer programa é fundamental estabelecer parcerias sólidas com

atores sociais chave. Aqui, além da já mencionada relação com Itaipu Binacional, outros

setores da sociedade participaram ativamente: os Comitês Gestores das Bacias

Hidrográficas, as Prefeituras Municipais, organizações civis e as comunidades.

Esse processo seguiu uma lógica própria, também fruto de um aprendizado sobre as

dinâmicas sociais da região. O primeiro contato foi com os Comitês Gestores das Bacias

Hidrográficas do Xaxim-Sabiá e do Rio Toledo. Ao obtermos sua aprovação em ata,

apresentamos a proposta para as prefeituras municipais, universidades locais e para as

comunidades, aproveitando o indispensável apoio destes novos parceiros para a

identificação das lideranças e a mobilização comunitária.

A participação dos Comitês Gestores das microbacias

Os Comitês Gestores das Bacias Hidrográficas são colegiados compostos por

representantes das prefeituras, empresas locais e associações civis organizadas. São

formados aos moldes do Comitê de Bacia Hidrográfica previsto na Lei 9.433/97 e,

embora não sejam estruturas oficiais da Agência Nacional de Águas, localmente são os

fóruns possíveis para definir ações de gestão ambiental nas bacias. A dinâmica das

reuniões, no que concerne a este projeto, ocorreu da seguinte forma: apresentação da

proposta e apreciação do público presente através de questionamentos/esclarecimentos,

seguidos de uma votação – sendo necessária a aprovação de 50% mais um para que a

proposta fosse levada adiante. Nos dois comitês, o percentual de aprovação foi de cerca

de 75% dos presentes.

Esta participação nas reuniões dos Comitês nos permitiu entrar em contato com os

principais atores sociais para a questão do gerenciamento das águas das bacias

hidrográficas e nos facilitou a entrada junto às comunidades, sobretudo por nos ligar

diretamente às lideranças locais. Além disso, foi possível construir parcerias para que a

própria comunidade pudesse usar esses canais para fazer algum tipo de demanda ou

solicitar esclarecimentos.


A chegada do projeto nas comunidades: construindo um modelo de participação

A apresentação da proposta para as comunidades foi um momento crucial para o

desenvolvimento do projeto; afinal, sem a participação das pessoas, boa parte da

proposta de monitoramento teria de ser reformulada. E, provavelmente, não teríamos os

mesmos resultados do ponto da construção de modelos participativos de ação ambiental.

A dinâmica escolhida foi a de realizarmos duas reuniões com cada comunidade: uma

para explanarmos a idéia geral do projeto e para ouvirmos as críticas e comentários e

uma segunda, a ser realizada com as pessoas interessadas, ou indicadas pelos primeiros

participantes, para fecharmos o grupo de voluntários que participaria do curso de

monitoramento das águas.

Acreditamos que a forma com que foi feita a convocação das pessoas, através das

associações de moradores – realizada pelos técnicos de Itaipu responsáveis pela gestão

das microbacias –, parece ser a mais adequada. No entanto, como possivelmente a

intenção do projeto ainda não estava clara para esses técnicos, a chamada não foi

adequadamente transmitida. Isto fez com que em quase todas as reuniões o público

fosse predominantemente formado por crianças, enquanto nossa intenção era a de

formar os grupos com uma maior participação de jovens e adultos.

O primeiro contato com as comunidades: no fim, o público que mais participou diretamente foi o de jovens e mulheres, sobretudo nas comunidades de origem italiana.


Realmente, formar os grupos com uma composição de um público totalmente adulto era

um grande desafio. Primeiro porque geralmente este público está diretamente envolvido

no trabalho do dia-a-dia e, também por isso, é menos propenso a doar seu tempo para o

desenvolvimento de atividades voluntárias. Outro aspecto que contribuiu para esta

dificuldade foi a desmotivação das pessoas em participar de “mais um projeto”. Em

algumas localidades, ouvimos que “muitas ações estão sendo propostas por Itaipu ou

pela Prefeitura, mas só se faz reunião e nada acontece”. Avaliamos que esse desgaste

também reduziu o entusiasmo em participar das reuniões e das ações.

Tendo todos esses fatores em vista, pareceu-nos que nossa expectativa inicial é que

estava desbalanceada e isso nos fez repensar em como direcionar as ações para, através

da participação do público mais jovem, chegarmos a envolver o restante da comunidade.

Além desses aprendizados, os primeiros contatos com as comunidades foram preciosos

para percebermos alguns temas considerados relevantes e que deveriam ser incluídos

durante o curso. Na apresentação para comunidade do Xaxim, muitos participantes

decidiram monitorar a água da nascente que está localizada na localidade à montante,

Agrocafeeira, pois é de lá que vinham os principais impactos, segundo eles. Foi descrito

ainda que a água do rio Xaxim era captada por um frigorífico industrial, e que os

efluentes eram despejados em outro rio, o Sabiá. Exemplos similares ocorreram em

todas as comunidades, o que evidenciou a complexidade da implantação de modelos de

gestão, mesmo ao nível de uma microbacia hidrográfica.

Participação das instituições acadêmicas: fortalecendo a formação de recursos

humanos locais

Outro componente fundamental do projeto é a participação das universidades locais. Ao

envolvê-las, nossa intenção foi a de formar recursos humanos localmente para: i)

difundir e fixar esse conhecimento ainda incipiente no Brasil e na região; ii) fortalecer

os laços acadêmicos de forma a permitir a troca de informações entre essas instituições;

e iii) dar apoio às ações a serem desenvolvidas junto às comunidades.

As reuniões iniciais com as universidades foram realizadas com a presença da equipe da

Fiocruz, de Itaipu e os coordenadores de cursos de graduação selecionados na área de

atuação do projeto: Universidade Tecnológica Federal do Paraná (UTFPR), de


Medianeira, para dar suporte às ações a serem desenvolvidas nas microbacias dos rios

Xaxim e Sabiá e Universidade Estadual do Oeste do Paraná (Unioeste), de Toledo, para

as microbacias dos rios Toledo e Lopeí.

Ficou acordado entre as partes que um aluno participaria como estagiário de cada

microbacia (quatro no total), tendo a responsabilidade de atuar como ponte entre a

FIOCRUZ do Rio de Janeiro e as comunidades. Para tal, um curso de 40 horas foi

ministrado para que os alunos se familiarizassem com a filosofia do projeto e os

métodos a serem empregados.

Do ponto de vista acadêmico, os alunos seriam co-orientados por pesquisadores da

FIOCRUZ e professores da Universidade, para o desenvolvimento de suas monografias

de fim de curso. Até o momento, duas já foram defendidas, com alto grau de aprovação,

e outras duas estão em andamento. Alguns desses resultados são apresentados ao longo

deste documento, com a devida referência.

Participaram do curso, os professores, os estagiários das universidades (que neste

primeiro momento foram indicados pelos coordenadores dos cursos de graduação) e

técnicos da área de monitoramento ambiental e de educação ambiental de Itaipu. A

programação do curso seguiu a planejada para as comunidades (ver página 108 deste

documento), de forma a fornecer os instrumentos básicos aos estagiários que

participaram.

Na parte teórica do curso, ministrado nas instalações de Itaipu, o que diferiu do curso

oferecido aos voluntários foi o aprofundamento em questões mais técnicas, com ênfase

em conceitos modernos de gestão, de ecologia de rios e de fundamentos da pesquisa

social. A parte prática foi desenvolvida nos rios da cidade de Foz do Iguaçu e

imediações, de forma a obtermos um gradiente de condições ambientais (de mais

naturais a altamente antropizados), para assim demonstrar ao grupo os procedimentos

padrões a serem desenvolvidos com as comunidades: cálculo da vazão dos rios, análise

estética/ecológica do ambiente, físico-químicas, bacteriológica da água e biológica

usando macroinvertebrados bentônicos como bioindicadores.


Primeiro curso para técnicos, alunos e professores universitários realizado em março de 2006 – a formação de recursos humanos fixa o conhecimento localmente e auxilia no desenvolvimento das atividades.


Entendendo os contextos de atuação: bacia hidrográfica e macro-indicadores

Agora que relatamos o processo da construção da rede de parcerias, apresentamos

brevemente nosso contexto de atuação: as microbacias hidrográficas dos rios Xaxim,

Sabiá, Lopeí e Toledo. Mas antes de chegarmos a essa microescala, situaremos nossas

unidades de ação e planejamento dentro de contextos mais amplos: a bacia hidrográfica

do Paraná III – por si só uma parte da gigantesca bacia principal da qual todos esses rios

fazem parte: a bacia do Rio Paraná/Prata.

A Bacia Hidrográfica do Rio da Prata

A Bacia Hidrográfica do Rio Prata ou Bacia Platina é a segunda maior bacia

hidrográfica do planeta, com 1,4 milhão de km². Das cabeceiras até a foz, atravessa

quatro países: Brasil, Paraguai, Argentina e Uruguai. No Brasil, abrange os Estados do

Mato Grosso, Mato Grosso do Sul, Minas Gerais, São Paulo, Paraná, Santa Catarina e

Rio Grande do Sul. É constituída pelas bacias dos rios Paraná, Paraguai e Uruguai que

ao se encontrarem em território argentino formam o Rio da Prata. Os rios Paraná e

Paraguai são seus maiores contribuintes.

A Bacia do Prata tem uma enorme importância econômica, social e cultural para o

continente sul americano por possuir uma rica e extensa malha hídrica, fazendo parte

desta, as hidrovias do Tietê e do Paraná-Paraguai. A área de abrangência do rio da Prata

chega a alcançar 290 km de largura em alguns dos seus trechos.


Fonte: Tucci (2004). Localização da Região Hidrográfica do Paraná entre as unidades hidrográficas do Rio da Prata. No detalhe menor, a representação da dimensão da bacia do Rio da Prata dentro do continente Sul-Americano.

A Bacia Hidrográfica do Rio Paraná

O rio Paraná é o décimo maior do mundo em vazão, e o quarto em área de drenagem,

drenando todo o centro-sul da América do Sul, desde as encostas dos Andes e da Serra

do Mar. De sua nascente, no planalto central, até a foz, no estuário do Prata, em

território Argentino, percorre 2.960 km, dos quais 1.300 km em território Argentino,

780 km inteiramente em território brasileiro e 880 km como limítrofe entre a República

do Paraguai e Argentina ou Brasil. A região abrange sete unidades federativas

brasileiras: o Distrito Federal, Minas Gerais, Mato Grosso do Sul, Goiás, São Paulo,

Paraná e Santa Catarina.

O Rio Paraná apresenta o maior aproveitamento hidrelétrico do Brasil e possui vários

trechos represados com esse fim, como os reservatórios de Jupiá, Ilha Solteira, Porto

Primavera, Itaipu e Yaciretá (Paraguai-Argentina). Existem mais de 130 barragens na

bacia, considerando apenas aquelas com alturas superiores a 10m, que transformaram o

Rio Paraná e seus principais tributários (Grande, Paranaíba, Tietê, Paranapanema e

Iguaçu) em uma sucessão de lagos.


Seus principais afluentes de grande importância são os rios Paranapanema, que divide

São Paulo do Paraná, e Ivaí, Piquiri e Iguaçu, que estão em território paranaense. Outro

destaque é o Rio Iguaçu (palavra indígena que significa "muita água") nasce no Planalto

de Curitiba e segue em direção oeste até desaguar no rio Paraná. Com 1.200 km de

trechos navegáveis, no rio encontram-se várias usinas hidrelétricas e as famosas

Cataratas do Iguaçu. As cataratas apresentam quedas de água com mais de 70 metros de

altura, dispostas em uma área de 2.700 metros de largura, que propicia uma belíssima

visão panorâmica.

Fonte: PNRH-BASE (2005). A Região Hidrográfica do Paraná e suas seis unidades hidrográficas.


A Bacia Hidrográfica do rio Paraná tem grande importância para o Estado que leva o

seu nome, pois a maior parte dos seus rios são contribuintes diretos. As águas da bacia

são utilizadas para consumo humano e, também, para a indústria e irrigação.

Atualmente, grandes extensões dos principais afluentes do trecho superior já são

consideradas impróprias para uso humano e para a vida aquática, em virtude da poluição

orgânica e inorgânica (efluentes industriais e agrotóxicos) e da eliminação da mata

ciliar. As inúmeras barragens da bacia, ainda que causem impactos óbvios, de certa

forma têm contribuído para a retenção de sedimentos e poluentes.

O último trecho não represado do Rio Paraná apresenta um amplo canal, ora com uma

extensa planície fluvial com pequenas ilhas (mais de 300), ora com grandes ilhas e uma

planície alagável mais restrita. A planície chega a 20km de largura, apresentando

numerosos canais secundários e lagoas. As flutuações dos níveis da água, embora mais

prolongadas pelos represamentos, ainda mantêm a sazonalidade e uma amplitude média

de cinco metros. Este remanescente de várzea tem importância fundamental na

manutenção das espécies de peixes já eliminadas dos trechos superiores da bacia,

especialmente espécies de grande porte que realizam extensas migrações reprodutivas.

Cerca de 170 espécies de peixes são encontradas neste trecho do Rio Paraná. As

espécies de maior interesse para a pesca esportiva são o dourado, pintado, cachara,

barbado, pacu, piauçu, piapara, curimatã, traíra, e outras que foram introduzidas na

bacia, como tucunaré, blackbass, acará-açu, tilápias e carpas.


A Bacia Hidrográfica do Paraná III

A área de abrangência da Bacia Hidrográfica do rio Paraná, no trecho que denomina-se

Paraná III, envolve 28 municípios paranaenses e o de Mundo Novo, no Mato Grosso do

Sul. Sua área de drenagem é de 8.389 km² e possui altitudes que variam de 300 a 800

metros ao nível do mar. Na verdade, não se constitui como uma bacia hidrográfica

única, sendo um conjunto de rios que deságuam diretamente no Rio Paraná, em seu

trecho alagado pelo reservatório de Itaipu. Os principais rios são: São Francisco Falso e

Verdadeiro, Ocoí, Chororó, Guaçu, Dois Irmãos, Pinto, São Vicente e Passo Cuê.

A Bacia do Paraná III é limitada ao norte pelo rio Piquirí, fazendo divisa com a Bacia

Hidrográfica do Rio Paraná II; ao sul limita-se com o Baixo rio Iguaçu ou de uma

maneira genérica é limitada pelos rios Piquirí e Iguaçu respectivamente a nordeste e a

sudeste.

Fonte: SUDERHSA, SEMA, projeto Guarani. Em destaque, a Bacia do Paraná III.


A população estimada na Bacia do Paraná III, segundo dados do IBGE de 2005 é de

997.503 hab. Os principais municípios são: Cascavel, Toledo, Foz do Iguaçu, Santa

Helena, Medianeira, Marechal Cândido Rondon e Guaíra. Essa área envolve total ou

parcialmente os municípios de Cascavel, Céu Azul, Diamante do Oeste, Entre Rios do

Oeste, Foz do Iguaçu, Guaíra, Itaipulândia, Marechal Cândido Rondon, Maripá,

Matelândia, Medianeira, Mercedes, Missal, Nova Santa Rosa, Ouro Verde do Oeste,

Pato Bragado, Quatro Pontes, Ramilândia, Santa Helena, Santa Teresa do Oeste, Santa

Teresinha de Itaipu, São José das Palmeiras, São Miguel do Iguaçu, São Pedro do

Iguaçu, Terra Roxa, Toledo, Tupãnssi e Vera Cruz do Oeste.

Na área de abrangência da bacia do Paraná III, as atividades econômicas relevantes são:

agricultura (soja, trigo, milho e mandioca); agropecuária (suinocultura, avicultura, gado

leiteiro e de corte e piscicultura) e agroindustrialização, sendo frigoríficos, laticínios,

industria de óleos vegetais e fecularias. A Usina Hidrelétrica de Itaipu está inserida

nessa bacia e a empresa, em conjunto com a comunidade desenvolve atividades voltadas

para a preservação ambiental e melhoria da qualidade de vida dos habitantes.


Figura esquemática com a divisão geopolítica da Bacia Hidrográfica do Paraná III. Fonte: SUDERHSA/2007 com base SEMA/2004.


Quadro-resumo: bacia hidrográfica do Paraná III

Localização física Inserida no contexto da Bacia Hidrográfica do Rio da Prata / Paraná,

localizada na parte central do Planalto Meridional brasileiro.

Área de drenagem 8.383 km²

Limites/divisores Definidos pelos divisores de bacias dos rios Piquirí e Iguaçu, a nordeste e a

sudeste, respectivamente.

Principais rios São Francisco Verdadeiro; São Francisco Falso; Ocoí. Chororó; Guaçu;

Dois Irmãos; Pinto; São Vicente e Passo Cuê.

Reservatório de Itaipu 1.350 Km², no rio Paraná.

Altitude Entre 300 e 800 m acima do nível do mar.

Bioma Mata Atlântica.

Ecorregião Florestas do Interior do Paraná/Estacional Semidecidual – 50% das árvores

perdem suas folhas na época de seca.

Clima Predominantemente subtropical úmido com temperatura média de 22ºC. A

distribuição anual das chuvas varia com índices entre 1.500 a 1.900 mm.

Formação Geológica Serra Geral; rochas basálticas provenientes de derrames de atividade

vulcânica de fissuras continentais.

Relevo Ondulado a suave ondulado.

Solos Vermelhos com textura argilosa e alta fertilidade.

Divisão política municipal Envolve total ou parcialmente 28 municípios no Paraná (Altônia, Cascavel,

Céu Azul, Diamante do Oeste, Entre Rios do Oeste, Foz do Iguaçu, Guaíra,

Itaipulândia, Marechal Candido Rondon, Maripá, Matelândia, Medianeira,

Mercedes, Missal, Nova Santa Rosa, Ouro Verde do Oeste, Pato Bragado,

Quatro Pontes, Ramilândia, Santa Helena, Santa Teresa do Oeste, Santa

Teresinha de Itaipu, São José das Palmeiras, São Miguel do Iguaçu, São

Pedro do Iguaçu, Terra Roxa, Toledo e Vera Cruz do Oeste) e um no Mato

Grosso do Sul (Mundo Novo).

Regionalização IBGE microrregião homogênea 288.

População Total 997.503 hab (IBGE 2000).

Etnias principais Italianos; alemães; poloneses; índios.

População nativa Guarani. Abriga duas áreas indígenas: Aldeamento Avá-Guarani e Tekohá

Anetete e Itamarã.

IDH os índices situam-se entre 0,850 e 0,676.

Característica fundiária Mescla de pequenas, médias e grandes propriedades.

Economia Baseia-se no setor primário, com alguns focos de forte industrialização e

concentração turística na parte sul, região da tríplice fronteira com a

Argentina e Paraguai.


Quadro-resumo: bacia hidrográfica do Paraná III (continuação)

Principais atividades econômicas Energia elétrica (Usina Hidrelétrica de Itaipu Binacional); agricultura (soja,

trigo, milho e mandioca); agropecuária (suinocultura, avicultura, gado

leiteiro e de corte e piscicultura) e agroindustrialização (frigoríficos,

laticínios, indústria de óleos vegetais e fecularias).

Atividades de lazer Turismo no Parque Nacional do Iguaçu; praia artificial no lago de Itaipu;

pesca artesanal; turismo rural.

Impactos antrópicos aos sistemas

naturais

Forte desmatamento, inclusive de matas ciliares; grande concentração de

atividades agropecuárias com uso intensivo de agrotóxicos; perda de solo

fértil pelo alagamento/represamento do Rio Paraná, para formação do

reservatório de Itaipu; efluentes de fábricas de processamento de alimentos,

frigoríficos, cortumes, e outras atividades ligadas com o setor primário.

Instituições Ambientais Governamentais

Estaduais

Secretaria do Meio Ambiente e Recursos Hídricos (SEMA); Instituto

Ambiental do Paraná (IAP) e Superintendência de Recursos Hídricos e

Saneamento do Paraná (SUDERHSA).

Instituições de Abastecimento e

Produção Estaduais

Secretaria de Estado da Agricultura e do Abastecimento (SEAB) e

EMATER/PR.


Entendendo os contextos de atuação: os contexto locais

Neste documento é descrito o desenvolvimento das atividades do programa Agente das

Águas em quatro localidades, cada uma representando uma microbacia hidrográfica:

comunidades do Xaxim e do Sabiá – para o monitoramento dos rios homônimos – de

São Luiz do Oeste – no Rio Toledo – e as comunidades de Bom Princípio e Linha

Gramado – para ações no Rio Lopeí.

Para situar o contexto mais específico do desenvolvimento das atividades, apresentamos

a seguir alguns dados referentes aos municípios onde essas bacias hidrográficas estão

inseridas, dando destaque a algumas características das comunidades que participaram

do programa. Estes levantamentos foram realizados a partir da pesquisa de documentos

oficiais dos municípios e entrevistas com diversos atores sociais, dentre eles,

representantes do poder público municipal (Secretarias de Meio Ambiente e

Agricultura), lideranças comunitárias, gestores do programa Cultivando Água Boa, de

Itaipu Binacional e outros setores representados nos Comitês de Bacia Hidrográfica.

Microbacias dos rios Xaxim e do Sabiá

As comunidades das bacias dos rios Xaxim e Sabiá apresentam similaridades

ambientais e sociais. Ambas as bacias são de pequeno porte (rios principais 8-10m de

largura) e possuem comunidades predominantemente rurais que vivem em sistema de

agricultura de pequeno porte (propriedades de 10-30 hectares), com produção

prioritária de soja, milho e fumo. A suinocultura e o gado leiteiro foram apontados

como sendo atividade suplementares importantes. Em ambas, há centros comunitários

e as produções agrícolas são encaminhadas para comercialização pela Cooperativa

Lar, cuja sede fica em Matelândia (mas que tem representação em algumas

localidades). Na região da bacia do Xaxim, a cooperativa capta água, a utiliza e despeja

os rejeitos na bacia do rio Sabiá. A Carta do Pacto das Águas (programa de Educação

Ambiental de Itaipu) indicou que o esgoto de um frigorífico é um dos principais

problemas percebidos pelas comunidades locais. Não há agricultura orgânica e, como

a EMATER (Instituto Paranaense de Assistência Técnica e Extensão Rural) é pouco

presente na região, os agrotóxicos e fertilizantes são receitados pela loja que

comercializa os produtos. A melhor forma de comunicação em ambas é o rádio (grande


audiência) e os presidentes das comunidades, lideranças eleitas que participam,

inclusive dos Comitês gestores das bacias (com a participação de representantes das

prefeituras, das Cooperativas, de outros segmentos sociais e de Itaipu Binacional).

Outras lideranças importantes em ambas são os ministros de Eucaristia e

representantes dos Clubes de Mães. Nessas duas bacias, cuja origem e cultura são

italianas, as mulheres têm papel fundamental na estruturação da comunidade (ao passo

que na bacia do Toledo/Lopeí, a origem e cultura alemã faz com que as mulheres

tenham papel menos acentuado).

Bacia do rio Xaxim – aproximadamente 100 famílias. Há duas comunidades nessa

bacia e há diferenças entre as do Alto e Baixo Xaxim, sendo esta última com menor

poder aquisitivo, menores propriedades e nível instrucional mais baixo. Apesar de não

haver um centro (zona prioritariamente rural), há nessa comunidade, uma igreja e um

centro comunitário como pontos agregadores da comunidade. Não há escolas na

região, sendo que as crianças e jovens estudam em Matelândia ou Céu Azul. Há

transporte público e os jovens parecem gostar de sair da zona rural e ir estudar nessas

cidades. Ambientalmente, o relevo é menos acidentado que a bacia do Sabiá e as

moradias ficam próximas às áreas agriculturáveis.

Bacia do rio Sabiá – aproximadamente 100 famílias, com uma estrutura de

comunidades estabelecida em: Tomé de Souza (parte superior da bacia – uma escola),

Sabiá (trecho médio e centro mais populoso: três escolas, igreja, salão de festas

comunitário, centro comunitário e campo de futebol) e Baixo Sabiá (trecho inferior –

uma escola, fechada). Nesta bacia, há uma propriedade (família Grassi) que desenvolve

turismo rural (casa estilo italiana, comida típica). Ambientalmente, o relevo é mais

acidentado que o da bacia do Xaxim e por isso as áreas com agricultura ficam em

terreno acima ao das moradias – estas quase todas próximas ao rio. Além da

agricultura de pequeno porte, há muitos aviários na região.

Nas bacias dos rios Xaxim e Sabiá (municípios de Medianeira, Matelândia e Céu Azul),

a Cooperativa Lar é a mais atuante. São mais de 80 produtos comercializados com a

marca Lar e cerca de 1/3 da produção é exportada. A Cooperativa se fortaleceu no


momento em que começou a industrializar seus produtos (ex. polvilho, subproduto da

mandioca) e a comercializá-los (Supermercado Lar). Hoje, a cooperativa deve ter por

volta de 5.000 associados. Um dos problemas ambientais gerados pela cooperativa é

que ela capta a água da bacia do rio Xaxim e despeja os rejeitos na bacia do rio Sabiá e

utiliza a água, com resíduos do frigorífico, para irrigar plantações de eucalipto.

Microbacias dos rios Toledo e Lopeí

Bacia do rio Toledo – a maior vila e de maior importância, com relação às demais é a

vila de São Luiz do Oeste, onde foi ministrado o curso para os voluntários do projeto.

Ela conta com quase mil habitantes e na questão da infra-estrutura conta com várias

ruas asfaltadas, o que facilita o trânsito de veículos, principalmente os que fazem o

transporte da safra. Localmente são produzidos soja, milho, trigo e aveia. As

propriedades são caracteristicamente familiares, ou seja, são os próprios membros da

família que se responsabilizam por boa parte da lavoura.

No que se refere ao ensino, há uma escola de ensino fundamental primeiro ciclo, que

fica a cargo do município, assim como o ensino infantil. Na mesma edificação

(construção de um só pavimento) fica a escola ensino fundamental segundo ciclo, mas

está a cargo do Estado. O nome dessas escolas é o mesmo, se diferenciando apenas por

Escola Municipal de São Luiz do Oeste e Escola Estadual de São Luiz do Oeste. O

ensino médio deve ser cursado na cidade de Toledo.

Bacia do rio Lopeí – aproximadamente 80 famílias. Há duas comunidades rurais

nessa Bacia: Bom Princípio e Linha Gramado. Ambas possuem escola de ensino

fundamental e têm acesso a um posto de saúde, que funciona uma vez por semana, um

centro comunitário e uma igreja. A economia é movida por agricultura, aviários e

suinocultura. Ambientalmente, o relevo é o que se apresenta mais plano e por isso o

desmatamento na região é extenso. Há poucos locais bem preservados que representem

áreas com alta biodiversidade de organismos aquáticos.


As comunidades do Xaxim, Sabiá, São Luiz do Oeste e Bom Princípio

É impossível realizar um trabalho participativo e integrado sem um conhecimento das

estruturas e organização das comunidades envolvidas no programa. Para o bom

desenvolvimento de qualquer trabalho que leve em conta o indivíduo, é fundamental o

entendimento do seu meio para compreensão de suas atitudes, sem que haja julgamento

de valores por parte dos investigadores.

Entender a forma de viver das pessoas é a capacidade de entender suas representações

do cotidiano. No caso das localidades citadas do município de Matelândia e Toledo, o

vínculo com a ascendência de italianos e alemães é capaz de nos fazer visualizar a

ordenação ou reordenação social vigente. Assim como em um ritual onde os fatos

sociais são vividos e expressos de maneira quase incisiva, a exemplo das festas

populares brasileiras, a forte presença de culturas européias nos faz entender algumas

ações desta localidade.

Para ilustrar esse fato, o jornal regional que inclui o município de Toledo (“Jornal do

Oeste”), publica em sua edição de domingo uma coluna chamada “Tradicionalismo”,

onde são anunciadas as festas da região com teor sulista e, principalmente, com forte

tom Italiano e Alemão. E isto se repete em um nível ainda mais particular, há também

neste jornal o anúncio de encontros de famílias, cujas chamadas ocorrem segundo os

sobrenomes.

Os grupos de voluntários

Este projeto foi realizado com quatro grupos de voluntários, separados pela microbacia

hidrográfica que iriam monitorar: Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí. Neste último, mais de

uma comunidade participou das ações do projeto. Ao longo destes dois anos, 102

pessoas participaram diretamente no curso, coletas e demais atividades, sendo 47

homens e 55 mulheres. Em geral, os participantes eram jovens (74 com menos de 21

anos, sendo 39 meninos e 35 meninas) e com maior participação de mulheres adultas do

que de homens adultos (20 mulheres e 8 homens com idade maior do que 21 anos).

O perfil dos voluntários do Rio Xaxim (25 no total) – rio que divide os municípios de

Matelândia e Céu Azul – foi predominantemente de senhoras (5), freqüentadoras do


clube de mães, e jovens entre 11 a 16 anos (20, sendo 12 meninos), enquanto o grupo da

comunidade do Sabiá (21 no total) foi formado por adolescentes e jovens adultos em

sua maioria (17, sendo 10 meninos). As duas comunidades ficam a uma distância de

aproximadamente 4 km e possuem muitas similaridades ambientais e quanto à sua

produção. Como nos causou certo estranhamento o fato de termos públicos tão distintos

em duas realidades tão próximas, fizemos uma investigação na qual verificamos que

como a comunidade do Xaxim é formada por propriedades um pouco maiores, e

consequentemente com maior renda familiar, os jovens parecem ter mais acesso à

informação e acabam por não desejar o trabalho no campo. Muitos desses jovens

acabam saindo da zona rural para ter empregos de baixa remuneração nas cidades.

Nessa comunidade em particular, tivemos grande dificuldade em encontrar pessoas com

idades entre 18 e 30 anos. Já na comunidade do Sabiá, a condição de vida menos

abastada parece restringir a perspectiva de saída dos jovens, que desde cedo trabalham

no campo e ajudam às famílias. As pessoas com mais idade da comunidade do Xaxim já

se mostraram preocupadas com o êxodo dos jovens. Como resultado imediato, todos

devem trabalhar até idades avançadas (70-80 anos) e como conseqüência mais futura,

prevêem que ao deixarem as terras para os filhos, estes as venderão, “não dando

continuidade às tradições herdadas”.

No município de Toledo, foram formados dois grupos: um para monitorar a bacia do

Rio Toledo (comunidade de São Luiz do Oeste) e outro para monitorar a bacia do Rio

Lopeí (com representantes das comunidades de Linha Gramado e de Bom Princípio).

Em comparação com as comunidades do Xaxim e do Sabiá, destacamos em Toledo a

presença dos homens agricultores e a pequena participação das senhoras. O número de

participantes no grupo do Rio Toledo foi o maior entre todos neste projeto (41 no total),

tendo grande participação de jovens (29, sendo 19 meninas), professoras de ensino

fundamental (4, todas mulheres) e outros adultos, incluindo-se aí homens agricultores

(4) e mulheres jovens (4, todas com menos de 24 anos). Na bacia do Rio Lopeí foram

15 participantes, sendo 9 homens (2 adultos) e 6 mulheres (3 jovens adultas com idades

menores que 24 anos).


Associativismo e grupos organizados

O associativismo é uma característica muito forte nessa região. São diversas associações

e grupos organizados, de trabalho ou lazer. No que tange à participação de pessoas que

participaram do programa Agente das Águas, podemos citar:

• Associação de Moradores – em todas as comunidades. Curiosamente, é um espaço ainda

pouco utilizado. As reuniões (teoricamente mensais, mas que ocorrem de acordo com a

necessidade, podendo ficar meses sem encontros) acontecem nos Centros Comunitários,

espaços públicos que freqüentemente incluem uma igreja e um campo de futebol.

• Associação de Produtores rurais – geralmente são grandes cooperativas como a Lar,

Coopavel etc., algumas com mais de 5.000 associados; ocorrem em todas as

comunidades e possuem excelente infra-estrutura: grande frota de caminhões,

frigoríficos, pontos de beneficiamento de alimentos e supermercados.

• Grupo de Idosos – “Clube do Vovô”, em todas as comunidades. Esses espaços são bem

estruturados e contam com o apoio direto das prefeituras, desde a manutenção do local

(geralmente um galpão) até o transporte dos idosos. Há dança, bingo, corte de cabelo e

manicure à disposição do grupo que é sempre muito animado.

• Grupo de Senhoras – “Clube de Mães”, em todas as comunidades. São espaços onde a

mulher pode trocar experiências com outras, de receitas de comidas a todo tipo de

informação.

• Grupo de Jovens – com nomes-fantasia variados (exemplos Kandangos, Polentas), em

todas as comunidades. Os jovens se reúnem periodicamente e organizam eventos (peças

de teatro, festas, jogos). Nos encontros comunitários, os jovens ajudam na montagem e

desmontagem da estrutura, servindo de garçons etc.

• Grupos de Igrejas – a mais comum é a católica, mas há igrejas evangélicas em todas as

comunidades. A congregação em dia de missa/culto é uma forte tradição e um dos

principais eventos de agregação das comunidades.

• Bandas de Fanfarra – em São Luiz do Oeste.

• Times de futebol – são diversos, sendo que chama a atenção o número de times de

futebol feminino, sobretudo nas comunidades de origem italiana.


O fato de existirem estas associações é por si só um grande ganho para entender a

dinâmica local, não só isso, ao se conseguir uma inserção nestes grupos e produzir uma

visão que justifique as ações propostas, isto é, ao qualificar o discurso diante desses

atores, o projeto ganha poder de penetração e engajamento. Porém, a tendência desses

grupos é a de permanecerem relativamente fechados, onde qualquer influência externa

pode ser rechaçada.

É interessante notar também que cada uma dessas localidades possui uma Sede Social.

Trata-se de um salão ou galpão onde são realizadas as festas e encontros da localidade.

Este é um traço bem forte do poder associativo desta população – poder este que não

pode ser ignorado sob hipótese alguma – uma vez que, ao se construir um espaço como

este é a expressão de pertencimento de grupo, seja ela por necessidade positiva ou não.

Logo, a dinâmica que organiza a vida social dessas localidades passa necessariamente

pela associação dessas pessoas, seja ela a da comunidade, do clube de mães, dos jovens

ou das famílias. São todas essas formas de manter um vínculo estabelecido e

fundamentado na dependência incomensurável uns dos outros.


Curso para voluntários das microbacias do Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí

O curso foi desenvolvido com as comunidades do Xaxim e do Sabiá juntas, e em outro

momento com as comunidades de São Luiz do Oeste e Bom Princípio. Alguns

princípios pedagógicos/filosóficos norteadores da práxis deste programa são a Educação

Ambiental Crítica e, na pesquisa social, os princípios da pesquisa-ação.

Segundo Carvalho (2004), Educação Ambiental Crítica é um tipo de subjetividade

orientada por sensibilidades solidárias com o meio social e ambiental, modelo para a

formação de indivíduos e grupos sociais capazes de identificar, problematizar e agir em

relação às questões sócio-ambientais, tendo como horizonte uma ética preocupada com

a justiça ambiental. Guimarães (2000; 2004) aponta que a Educação Ambiental Crítica

propõe desvelar a realidade, para, inserindo nela o processo educativo, contribuir na

transformação da sociedade, assumindo de forma inalienável a sua dimensão política.

Concatenados com esses objetivos, optamos por uma metodologia baseada na pesquisa-

ação (Thiollent, 2004). Em geral, a idéia de pesquisa-ação encontra um contexto

favorável quando os pesquisadores não querem limitar suas investigações aos aspectos

acadêmicos da maioria das pesquisas convencionais. Querem pesquisas nas quais as

pessoas implicadas tenham algo a “dizer” e a “fazer”. Não se trata de simples

levantamento de dados ou de relatórios a serem arquivados. Com a pesquisa-ação os

pesquisadores pretendem desempenhar um papel ativo na própria realidade dos fatos

observados. Assim, em resumo, os aspectos que justificam nossa escolha por uma

metodologia de pesquisa social baseada em pesquisa-ação são:

i) há uma ampla e explícita interação entre pesquisadores e pessoas implicadas na situação investigada;

ii) desta interação resulta a ordem de prioridade dos problemas a serem pesquisados e das soluções a serem encaminhadas sob forma de ação concreta;

iii) o objeto de investigação não é constituído pelos pessoas e sim pela situação social e pelos problemas de diferentes naturezas encontradas nesta situação;

iv) o objetivo da pesquisa-ação consiste em resolver ou, pelo menos, esclarecer os problemas da situação observada;

v) há, durante o processo, um acompanhamento das decisões das ações e de toda a atividade intencional dos atores da situação;

vi) a pesquisa-ação não se limita a uma forma de ação (risco do ativismo): pretende aumentar o conhecimento dos pesquisadores e o conhecimento ou o “nível de consciência” das pessoas e grupos considerados.


Transpondo esses aspectos primordiais para nosso projeto, a partir de nossa estreita

interação com as comunidades e outros atores sociais importantes na bacia hidrográfica,

temos o objetivo principal realizar um levantamento da qualidade da água das

microbacias, segundo a percepção das comunidades, da academia e do poder público

local, com intenção de atuar localmente na resolução dos problemas.

Outra questão central apontada por Thiollent (2004) é que a ênfase de projetos

idealmente deveria ser dada a três objetivos simultaneamente: a resolução dos

problemas, a tomada de consciência e a produção do conhecimento. Neste projeto, em

maior ou menor escala, acreditamos que atingimos os três objetivos.

O curso foi organizado em três módulos dinâmicos, com a realização de diversas ações

em cada um, de forma a cobrir os seguintes aspectos:

1) Diagnósticos sócio-ambientais participativos – por se tratar de um primeiro contato, o

objetivo desta etapa foi o de conhecer as pessoas da comunidade, suas idéias, histórias

de vida, seus costumes e desejos. Assim, as representações sociais e ambientais eram

apresentadas individualmente e coletivamente, e discutidas. Outro objetivo foi o de

estimular as conexões interpessoais e a união, para que todos se conhecessem e se

reconhecessem como grupo.

2) Eixo teórico/prático sobre biomonitoramento da qualidade da água de rios – foram

discutidos os principais conceitos de Ecologia de Rios e a filosofia dos programas de

monitoramento. Apesar de representar o eixo mais técnico do projeto, optamos por

trabalhar não só através de aulas teóricas, mas aplicando os conhecimentos na prática (o

“aprender fazendo” em Novak, 1984). Outro objetivo central foi a apresentação das

ferramentas de análise da água e a aplicação em campo de todos os procedimentos.

3) Planejamento de ações para resolução de problemas ambientais – o objetivo desta

etapa foi o de exercitar a aplicação dos conhecimentos técnicos adquiridos (etapa 2) na

realidade local (etapa 1). Basicamente, o desafio do grupo era começar a pensar nas

respostas para algumas perguntas tradicionais em programas de monitoramento

participativo: por que queremos monitorar os rios? Como faremos isso? Quais locais e

com qual periodicidade? O que faremos com os resultados? Com quem podemos contar

para resolver os problemas ambientais encontrados? Quais os benefícios destas ações

para a comunidade? Essas perguntas foram retrabalhadas ao longo do processo.


Diagnósticos sócio-ambientais participativos

As primeiras atividades desenvolvidas durante o curso foram importantes para o

estabelecimento de um vínculo afetivo entre o grupo e deste com a equipe da Fiocruz. O

desenvolvimento de atividades lúdicas foi importante, pois todos se divertiram e

relaxaram, embora todas tivessem direcionadas à discussão/reflexão de aspectos

significativos para o projeto.

Uma atividade que mereceu destaque foi a criação de mapas interativos (ou “mapas

falantes”), baseadas na percepção dos voluntários sobre aspectos sócio-ambientalmente

positivos e negativos na localidade. Esta atividade, seguida da análise das características

da população, permitiu entendermos melhor os modos de vida e dos valores mais

significativos na região.

Alguns itens apontados no mapa pela comunidade do Xaxim como pontos positivos

foram o bom estado da mata ciliar em alguns trechos e as ações do turismo rural. Nota-

se que há uma conscientização maior da comunidade sobre a importância da

conservação ambiental: “antigamente as pessoas plantavam em cima do rio agora as

propriedades tem 20% de mato. Com Itaipu, o pessoal começou a se conscientizar”.

Como pontos negativos, foram destacados: casas muito próximas ao rio, sangas perenes,

nascentes com alta turbidez, o lixo que é jogado próximo a nascente na Cafeeira que

prejudica a qualidade da água que chega à comunidade, ponto de captação de água de

um abatedouro, lavouras e pastos que não respeitam os 30 metros de mata ciliar. Dentre

os comentários sobre o desmatamento, os agricultores apontam as inconsistências das

políticas públicas: na década de 1980, o desmatamento era pré-requisito para obtenção

de financiamentos rurais (“Plante que o governo garante!”). Menos de duas décadas

depois, os órgãos governamentais obrigam o agricultor a reflorestar o que tiveram que

desmatar, o que causa um custo econômico e, sobretudo, social.

No mapa da comunidade do Sabiá, o grupo apontou os problemas da agricultura muito

próxima às margens do rio; a grande quantidade de lixo; o despejo de efluentes de um

frigorífico; o despejo de rejeitos da suinocultura e o excessivo plantio de eucalipto na

região de nascentes. Como aspecto positivo foi citado a boa qualidade da mata ciliar.


Como características pessoais, foi indicado que a comunidade pode ser considerada

“ambientalmente preocupada”, com boa participação (embora existam muitas pessoas

“acomodadas”), cujo lazer se dá através de confraternizações que unem as três vilas que

compõem a comunidade do Rio Xaxim (São Roque, São Luis e Linha Vitória) através

de jogos de futebol, com destaque aos times femininos (“os melhores da região”).

Outros centros agregadores foram citados, como o Clube de Mães, que recebe verbas,

segundo eles, municipais, para realização das atividades.

No mapa da comunidade de São Luiz do Oeste, o bom estado de preservação das

nascentes dos afluentes do Rio Toledo foi apresentado como principal ponto positivo.

Os problemas mais significativos foram o despejo de esterco de suinocultura nos rios; a

presença de casas muito próximas ao rio e a queima de lixo. Na parte do mapa que

representava a área urbana da cidade de Toledo, surgiram como pontos positivos: a

empresa Sanepar, responsável pelo tratamento de esgoto; o programa de troca de lixo

reciclável por alimento para 2.300 famílias de baixa renda; a existência de aterro

sanitário com o controle do licenciamento ambiental e a presença de cinco RPPNs

(Reserva Particular do Patrimônio Natural) no município. Como pontos negativos foram

destacados problemas típicos de áreas mais urbanizadas: lixo, galerias de águas pluviais

sem tratamento e a poluição causada por uma Cervejaria, fato que é ainda mais grave

dada à falta de informação da população que utiliza este rio para lazer.

No mapa da comunidade do Bom Princípio/Linha Gramado, os pontos positivos foram:

a coleta seletiva de lixo; o empenho da comunidade em asfaltar a estrada para o

município e os eventos de socialização em clubes e igrejas. Como pontos negativos

foram destacados a falta de saneamento básico adequado e a grande quantidade de

animais mortos lançados no rio.


A construção de mapas interativos nas comunidades permitiu discutir a percepção da comunidade sobre aspectos sócio-ambientalmente positivos e negativos

As apresentações lúdicas ajudaram a descontrair e a criar um espírito de grupo, além de serem um bom recurso para estimular a participação de todos na discussão sobre assuntos mais técnicos


Procedimentos para análise da qualidade da água

A segunda fase do treinamento foi mais direcionada para a identificação dos

bioindicadores, aulas práticas em campo e treinamento dos procedimentos de coleta e

análise da água. Esta proposta foi valorizada nas avaliações da etapa anterior, onde os

voluntários apontaram as aulas práticas e a vivência de atividades lúdicas como as que

despertavam maior interesse e participação.

As atividades desenvolvidas sobre Biologia Geral, Evolução e Entomologia serviram

como motivação para a aula teórica sobre morfologia dos insetos, dando ênfase nos

aquáticos, organismos usados como bioindicadores da qualidade da água dos rios. Os

comentários dos voluntários sobre a aula nos auxiliaram a modificarmos a linguagem e

parte da temática das apostilas para utilização com novas turmas.

Em resumo, os procedimentos de análise da qualidade das águas realizados pelos

voluntários são:

Análise Ambiental

Basicamente, o objetivo desta análise é traçar um panorama geral do funcionamento do

rio como um ecossistema, reconhecendo suas múltiplas dimensões.

As avaliações foram realizadas através de um questionário visual, originalmente

desenvolvido pela agência ambiental do Estados Unidos (USEPA 19992) e adaptada

para uso por voluntários em ecossistemas lóticos brasileiros. Seu uso é devidamente

padronizado e testado entre todos os grupos participantes. São analisadas a quantidade e

integridade das matas ciliares, o fluxo de água dos rios, o potencial para servir de

habitat para a fauna aquática, a sedimentação do leito, entre outras características.

2 Índice traduzido e modificado por D.F.Buss de: U.S. Enviromental Protection Agency. 1999. Rapid Bioassessment Protocols for use in Streams and Wadeable rivers: Periphyton, Bentic Macroinvertebrates and Fish. Washington: EPA, 2nd Ed.


Análises Físico-químicas e Bacteriológicas

Os métodos utilizados são similares aos usados pelos órgãos ambientais brasileiros,

embora a sensibilidade de detecção seja inferior aos métodos analíticos comumente

empregados. As análises são realizadas através de kits reagentes3, cujas vantagens são a

simplicidade dos procedimentos, a rapidez dos resultados e os custos, muito mais baixos

do que os métodos tradicionais.

Neste projeto, tendo em vista as potenciais ações poluidoras locais, optamos por utilizar

kits que avaliavam as concentrações de amônia, fosfato, pH, dureza e oxigênio

dissolvido na água, além de análises bacteriológicas que indicam se há contaminação

(por coliformes totais, fecais e Salmonella), um indício da entrada de esgotos ou esterco

no rio.

Análises Biológicas

O uso de respostas biológicas representa uma inovação no monitoramento da qualidade

das águas. Os organismos utilizados nesse projeto são “macroinvertebrados bentônicos”

(basicamente insetos, crustáceos e moluscos – visíveis a olho nu e associados ao leito do

rio), identificados, em geral, ao nível de ordem.

Sua lógica reside no fato dos organismos terem diferentes tolerâncias aos impactos

ambientais e de sermos capazes de atribuir uma pontuação a cada espécie por isso

(nesse caso, valor 5 para as mais sensíveis e 1 para as mais tolerantes)4. De acordo com

a presença dos animais, os valores referência vão sendo somados e, de acordo com o

somatório final, a qualidade da água é atribuída a uma das cinco classes (Excelente,

Boa, Regular, Ruim e Péssima).

3 Kits de análise da qualidade da água da empresa AlfaKit. 4 Ver Capítulo 3 deste documento para mais informações.


Pluviosidade e vazão do rio

A pluviosidade (quantidade de chuva) foi medida pelos voluntários em diversas

localidades ao longo da bacia hidrográfica usando pluviômetros padronizados. Quando

ocorriam fortes chuvas, as coletas eram desmarcadas por medida de biossegurança e por

influenciarem a presença dos organismos aquáticos.

A vazão (volume de água do rio por segundo) foi medida utilizando-se uma trena, para a

largura, e régua, para medição da profundidade média e velocidade da água.

Reconhecimento de atores sociais para resolução de problemas ambientais

Nas discussões sobre o papel dos diversos atores sociais na gestão de recursos hídricos,

nos deparamos com inúmeras situações de conflitos. Nossa intenção nesse projeto não é

a de tomar partido nesses conflitos sobre o uso da terra ou da água, mas sim de registrá-

los para, se for de interesse comum, ajudar a mediá-los. Neste aspecto, concordamos

com as recomendações de Ruscheinsky (2002) que afirma que assim “fica expressa a

opção por trabalhar com a possibilidade de mediação num contexto do conflito, sem

procurar a sua eliminação, visto ser esta uma tarefa impossível na sociedade assimétrica

em que vivemos. Aliás, nem mesmo desejável sob o ponto de vista pedagógico, pois é

na diferença e no diálogo entre assumidamente não iguais que emerge a possibilidade de

criticidade, bem como inovação voltada às soluções apropriadas a cada momento pelos

distintos indivíduos e grupos sociais, movimentos sociais e ONGs”.

Uma situação alarmante que se repetiu em todas as comunidades foi que, de modo geral,

as pessoas não conheciam o papel dos comitês gestores e, mais surpreendente ainda, os

que já tiveram algum contato mostraram-se descrentes quanto às possibilidades da

participação democrática nesses espaços.


Confraternização entre os participantes do curso em Toledo

Confraternização entre os participantes do curso em Matelândia


Avaliações do projeto “Agente das Águas”

Ao final de cada curso ministrado nas comunidades, foram aplicados questionários para

avaliar o conhecimento técnico adquirido pelos voluntários. O critério “de excelência”

utilizado foi de 80% de acertos na prova de identificação biológica e a verificação no

campo se os procedimentos estavam padronizados e sendo realizados corretamente. Ao

realizarmos a prova de identificação biológica dos indicadores da qualidade da água, a

média de acertos foi de 81,3% (122 de 150 corretas), considerada satisfatória

(individualmente variou entre 60% e 100% de acertos). Os voluntários que obtiveram

notas menores do que 80% passaram por um rápido curso de reforço.

Após observar todos os resultados pudemos concluir que os grupos das quatro

comunidades que participaram dos cursos estavam aptos a realizar as coletas e a analisar

a qualidade das águas dos rios nas suas regiões, através da identificação de

macroinvertebrados bentônicos.

Voluntários realizando a avaliação de conhecimentos: os dados gerados tiveram qualidade equivalente às realizadas por pesquisadores e agência ambiental.


Como parte da lógica do “método científico”, sempre que era realizada uma análise da

qualidade da água, os voluntários buscavam explicar as possíveis causas dos impactos e

seus potenciais efeitos sobre a fauna aquática. Segundo a percepção do grupo, as

principais causas de impacto apontadas foram relacionadas às más práticas de manejo

das propriedades rurais, e à entrada de efluentes e rejeitos sólidos no rio.

Respostas dos voluntários à pergunta: “qual o principal problema da qualidade da água dos rios da sua região?”, após realização das análises da qualidade da água

Problemas Percentual (n=76) Dejetos de animais de criação 33 Entrada de agrotóxicos no rio 28 Desmatamento da mata ciliar 17 Entrada de efluentes domésticos e/ou industriais 11Resíduos sólidos domésticos 11

Outra avaliação que vale destaque foi a busca das representações que os voluntários

tinham sobre “meio ambiente”. Seguindo metodologia de análise de representações

sociais em meio ambiente sugeridas por Reigota (2004), perguntamos: “o que é meio

ambiente?”. Entre as visões sobre meio ambiente explicitadas pelos entrevistados,

evidenciou-se a racional antropocêntrica: “de onde tiramos nossa subsistência” (62%

das 76 respostas). O termo natureza às vezes surge com o significado de “recurso

inesgotável” e outras vezes com o significado de “sustentável”, indicando

implicitamente que esta pode ser alterada de acordo com as necessidades humanas. A

fala parece ainda justificar a preocupação com o meio ambiente devido unicamente à

sua relevância para a existência da espécie humana. Isso se manifesta, particularmente,

quando é mencionada a necessidade de “cuidar” dos bens naturais, referindo-se apenas à

relevância de nos adaptarmos às condições limitantes do ambiente, dado que tais bens

naturais podem se esgotar. Esta predominância parece evidenciar a relação de uso da

terra por estas pessoas.

Das outras visões, a categoria naturalística (cuja recional predominante cita “as plantas,

os animais, a natureza, etc.”) foi representada por 28%, enquanto a lógica sistêmica –

aquela que integra sociedades humanas, comunidades biológicas e estruturas abióticas

(clima, solos etc.) sem uma hierarquia óbvia de comando e utilidade – foi representada

por menos de 10% dos participantes.


No que concerne às coletas, avaliações periódicas eram realizadas, seja através da

observação da realização dos procedimentos pela equipe de estagiários da Fiocruz, seja

em reuniões mensais com a equipe de pesquisadores para discussão dos problemas

ambientais encontrados.

Após um ano de projeto, foi realizada uma nova avaliação com os voluntários com o

objetivo de verificar a média de acertos na identificação dos insetos aquáticos. Os

resultados, apesar da entrada de pessoas que não participaram do treinamento formal,

foram animadores: o percentual de acertos aumentou (84% contra 81,3%) em relação ao

índice medido um ano antes.

Análise dos resultados da avaliação aplicada nas quatro microbacias um ano após o término do curso de monitoramento biológico (n = 82)

1) Como está a qualidade da água na sua região? 77% dos voluntários responderam que a qualidade da água está BOA; 23% dos voluntários responderam que a qualidade da água apresenta ainda alguns problemas a serem resolvidos.

2) Houve mudanças na qualidade da água do rio após o início do projeto? Se sim, quais? 100% dos voluntários responderam que notaram melhoria na qualidade da água na região. “Sim, diminuiu o lixo na água, os pulverizadores não são mais abastecidos no rio”. “Sim, o melhoramento das áreas afetadas pela erosão, pouco lixo nas encostas e dentro do rio”. “Sim, mudou muito o aspecto e a aparência do rio, pois a quantidade de lixo encontrado nas margens diminuiu”.

3) Quais são os principais problemas encontrados na sua região? Principais respostas: “Ausência de mata ciliar”; “Lixo no rio”; “Desmatamento” e “Erosão”.

4) Porque há esses problemas? “Falta infra-estrutura para mais adequação na agricultura e maior conscientização sobre o lixo”. “Porque as pessoas não se importam em cuidar da qualidade do rio e principalmente as pessoas continuam a destruir o que é de todos nós”.

5) O grupo tem conseguido mobilizar a comunidade? Se não, o que é necessário? 80% das repostas indicaram que o grupo consegue mobilizar a comunidade. “Sim, porque o grupo leva as informações para as casas de cada participante e com isso as pessoas da comunidade ficaram mais conscientes das situações ali encontradas”. “Muito, porque eles se tocaram que todos nós podemos ajudar a melhorar a qualidade da água”. “Não. Temos que primeiramente unir mais o grupo e colocar mais responsabilidade a eles”.

6) Como está a integração do grupo de voluntários? O que pode melhorar? “A integração está boa, mas estamos muito acomodados”. “Está boa. Para melhorar eu acho que os próprios voluntários devem se dedicar ao projeto e comunicar o que fazemos para as outras pessoas”. “Esta faltando comunicação. Se comunicar mais e reunir-se mais para o planejamento de como resolver os problemas existentes”.


Controle da qualidade dos dados

Uma das maiores preocupações deste projeto é a garantia da qualidade dos dados

gerados pelos voluntários, pois servem de base à tomada de decisões.

Isto foi realizado de forma rigorosa com múltiplos critérios de avaliação. O primeiro

indicador foi através da observação direta da realização dos procedimentos de coleta,

triagem e cálculo dos índices biológico e ambiental, além das análises físico-químicas e

da vazão dos rios. Praticamente todas as atividades foram acompanhadas por alunos de

universidades locais, de forma a termos um amplo panorama da aplicação dos

procedimentos.

Outra forma de garantia da qualidade dos dados foi realizada com provas práticas de

conhecimentos específicos sobre a fauna aquática. Como já mencionamos, para que o

grupo de voluntários fosse considerado apto a realizar as análises biológicas, ao final do

curso, estes deveriam obter um percentual de acerto na identificação dos organismos de

mais de 80%. Todas as comunidades atingiram este percentual mínimo antes dos dados

serem considerados válidos.

De forma a garantir que este alto percentual de acertos, cerca de 10% de todas as

amostras eram fixadas em álcool 70% para reclassificação dos organismos pela equipe

da Fiocruz. Sempre que algum erro era detectado, as pessoas eram alertadas quanto às

diferenças entre os organismos, para que fosse corrigido. O percentual de classificações

incorretas ficou sempre abaixo do “alvo” de 80% de acertos.

O teste mais rigoroso sobre a qualidade dos dados ocorreu com a comparação entre os

dados produzidos pelos voluntários, usando o índice desenvolvido para este programa

com as análises realizadas por uma equipe de pesquisadores, utilizando o índice BMWP

desenvolvido e usado pelo Instituto Ambiental do Paraná em seu programa de

monitoramento rotineiro (IAP 1992). Dessa forma, não avaliamos apenas a capacidade

dos grupos em aprender a metodologia, mas mais importante de tudo, avaliamos a

própria metodologia.

Os resultados realizados apenas com os mais jovens (que, por nossa observação, eram

os mais propensos a incorrerem em erros de identificação taxonômica) indicaram que

houve uma alta concordância (87% das amostras) entre resultados obtidos pelos

voluntários em comparação com os obtidos pelos pesquisadores (Jung, 2007).


Correlação de Pearson entre o índice BMWP-IAP, realizado por pesquisadores, e do índice IBVol, realizado por voluntários, em 23 localidades do Rio Toledo, PR. As linhas tracejadas indicam os valores referência para qualidade ecológica insatisfatória (IBVol <20; BMWP-IAP <60) e satisfatória (IBVOL >20; BMWP-IAP >60).

Análise comparativa da classificação da qualidade ecológica de rios baseado no índice BMWP-IAP, realizado por pesquisadores, e do índice IBVOL, realizado por voluntários, em 23 localidades do Rio Toledo, PR.

IBVol Qualidade

satisfatória Qualidade

insatisfatória

Qualidade satisfatória

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BMWP-IAP

Qualidade insatisfatória

3 13

Concordância 87%

Teste de McNemar P = 0,2482


Estes resultados indicam a possibilidade concreta do uso de dados gerados por

voluntários para a gestão de recursos hídricos, desde que estes estejam bem capacitados

e com um atestado de excelência conferido por uma instituição competente para tal.

Uma possível forma de aproveitamento desses dados é através da criação e manutenção

de uma rede de informações com múltiplas instituições para que essas atividades

pautem os programas de monitoramento realizados pelos centros de pesquisa e as

agências ambientais. Assim, a avaliação, mais custosa, realizado por esses órgãos seria

utilizada predominantemente quando as análises dos voluntários indicassem algum

impacto. Isto permitiria a redução dos custos, incluiria uma parcela da população na

gestão ambiental (principalmente pessoas que sabem aonde os problemas ocorrem) e

direcionaria os gastos públicos para a resolução dos problemas locais.

Voluntários realizando as análises em campo.


Monitoramento das microbacias dos rios Xaxim, Sabiá, Toledo e Lopeí

A escolha dos locais a serem monitorados é uma tarefa importante tanto para a equipe

da Fiocruz quanto para os voluntários, já que nem todos conhecem os rios da região. A

escolha dos pontos de coleta se deu de forma participativa: a comunidade indicou os

locais onde ocorriam os diversos usos dos rios, os pesquisadores identificaram áreas

com diferentes graus de integridade ecológica de forma a minimizar a redundância de

locais com uma mesma condição ambiental e o parceiro local (geralmente

representantes da Secretaria Municipal de Meio Ambiente e Agricultura) indicavam

locais estratégicos para a gestão dos recursos hídricos.

Em termos gerais, a bacia do Rio Xaxim mostrou uma situação ecológica pouco usual:

os principais problemas ambientais foram encontrados na região próxima às nascentes,

com o rio demonstrando recuperação ao longo da bacia. Isto ocorreu por conta da

grande quantidade de lixo e de efluentes de origem doméstica e de estabelecimentos

comerciais (com destaque para a presença de postos de abastecimento de combustíveis,

oficinas mecânicas e restaurantes) oriundos da vila de Agrocafeeira, localizada às

margens da estrada (BR277) que cruza a região. Como resultado, as localidades 1, 2 e 3

apresentaram qualidade apenas regular.

Ao longo da bacia, a mata ciliar – praticamente toda reflorestada –parece oferecer

suporte às comunidades aquáticas e à melhoria à qualidade da água, exceto próximo à

localidade 4, que freqüentemente servia para a dessedentação de animais. No entanto,

em seu trecho inferior, há a captação de um volume relativamente grande de água por

um frigorífico (embora os efluentes sejam despejados em outra microbacia – Rio Sabiá),

e há uma grande plantação de eucaliptos no trecho adjacente aos limites de mata ciliar.

Esta observação foi recorrente entre os voluntários após a visitação.


Legenda para interpretação dos resultados expostos nos mapas da qualidade da água de microbacias do Programa Agente das Águas. Para explicação sobre os métodos utilizados em cada análise, ver item “Procedimentos para análise da qualidade da água” nas páginas 113-115 deste documento.

Legenda

Bio – Análise Biológica

Amb – Análise Ambiental

FQ – Análises Físico-químicas

Excelente Bom Regular Ruim Péssimo

Cumpre Não cumpre a legislação

Ótimo Bom Regular Ruim

Local, número e nome

Vazão calculada em litros por segundo

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Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Xaxim

Localidade 3: Cacildo Localidade 4: Ponte da Neusa

Lixo acumulado na nascente do Rio Xaxim Lixo retirado em um mutirão de limpeza do rio

Captação de água para frigorífico Armazenamento de água em área de captação



Localidade 5: Três Pinheiros Localidade 6: Rio das Pedras

Localidade 9: Adriano Localidade 10: Ponto de coleta de Itaipu

Localidade 7: Camana Localidade 8: Lila



A bacia do Rio Sabiá apresentou poucos problemas ambientais significativos. Como

reflexo, as análises ambientais, físico-químicas e biológicas foram quase sempre

boas/ótimas. Algumas coletas apresentaram pequenas variações nesse padrão, na

maioria das vezes devido às fortes chuvas – que arrastam os organismos rio-abaixo – ou

por situações pontuais que não influenciavam na rápida recuperação da fauna aquática.

No entanto, é digno de nota que logo no início das atividades do programa houve o

relato de alterações visuais na água por conta do lançamento de efluentes provenientes

de um frigorífico (que capta as águas em outra microbacia – Rio Xaxim).

Durante o período em que o grupo estava capacitado a realizar as análises não houve

impactos significativos nesta localidade. Porém, alguns meses após o encerramento do

período de acompanhamento, os voluntários registraram um caso grave, que foi

amplamente divulgado na mídia local resultando, inclusive, em multa para o frigorífico.

Mais detalhes deste caso são apresentados em outras seções deste documento.

Localidade 12:Ourides Rio São Francisco Falso

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Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Sabiá

Localidade 2: Pereira Localidade 3: Cano da Lar

Localidade 5: Centro comunitário Localidade 6: Fazenda Boito

Localidade 8: Fazenda Guti Localidade 9: Ponto de coleta Itaipu


Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Sabiá

Das bacias monitoradas nesta etapa do programa Agente das Águas, a do Rio Toledo

era, sem dúvida, a que apresentava o maior grau de complexidade. Em sua longa

extensão, o rio percorre áreas eminentemente rurais, peri-urbanas e urbanas (sede de

Toledo), com impactos evidentes.

A principal fonte de poluição pontual na bacia é uma grande fábrica de alimentos,

localizada na cidade de Toledo. Além disso, a urbanização e seus impactos decorrentes

prejudicam a qualidade da água no trecho inferior do rio.

Diferente das outras microbacias (Xaxim e Sabiá), a extensão da bacia de drenagem e o

fato de ter relevo menos acidentado fizeram com que também na zona rural o rio

apresente problemas. Os impactos mais óbvios são a grande quantidade de fazendas

próximas ao rio, com poucas áreas de mata ciliar, uso intensivo de agrotóxicos e com

relatos de lançamento de dejetos das suinoculturas.

A nascente do rio (Local 1) apresenta-se totalmente assoreada e teve classificação

biológica péssima/ruim em seis das oito análises realizadas. Os resultados das ações dos

voluntários foi muito relevante no Local 3 (Hoffman) – cuja qualidade melhorou em

decorrência desta participação (mais informações podem ser encontradas neste

documento). Os impactos no trecho médio foram menos evidentes devido ao maior

porte do rio, o que lhe confere maior resistência.

Localidade 11: Ramim Localidade 12: Agrocafeeira

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Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Toledo

Localidade 1: Nascente Rio Toledo Localidade 1: Nascente Rio Toledo

Localidade 2: Ponte Fábio Localidade 3: Hoffman

Nascente usada para abastecimento (Hoffman) Transporte de água de abastecimento (Hoffman)


Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Toledo

Localidade 4: Baiano Localidade 5: Vanderlei

Localidade 8: Sadia Localidade 10: Lago Pioneiros

Localidade 6: Pedreira Localidade 7: Captação de água SANEPAR


Como ocorreu na bacia do Rio Toledo, também na bacia do Rio Lopeí a qualidade da

água medida por critérios biológicos foi a mais sensível para indicar os impactos.

O trecho superior apresentou alto grau de desmatamento da mata ciliar acoplado à

substituição por eucaliptos. Além de consumir grande quantidade de água, as folhas de

eucalipto são pouco palatáveis pelos insetos aquáticos, o que justifica a classificação

”Regular”, segundo as análises biológicas.

Ao longo da bacia, apesar do índice ambiental apresentar-se “Bom” na maioria dos

trechos, a entrada de efluentes de origem orgânica – com alta demanda bioquímica de

oxigênio – provenientes de dejetos de suinoculturas (sobretudo na localidade 10, Sanga

Guarani) e de efluentes de tanques de piscicultura (a partir da localidade 6) mostraram

seus efeitos sobre a fauna aquática. Outros impactos, como o forte assoreamento e o

carreamento de agrotóxicos para o rio tiveram influência mais relevante nesta bacia por

conta de sua vazão natural moderada/baixa.

Nesta bacia houve menos coletas, pois, respeitando as recomendações de biossegurança,

muitas coincidiram com fortes chuvas e tiveram de ser desmarcadas.

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Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Lopeí

Localidade 1: Nascente Localidade 2: Alambique

Localidade 3: Ponte Daniela Localidade 3: Ponte Daniela

Localidade 6: Romeu Mahl Localidade 7: Cachoeira Ambrósio


Panorama com algumas localidades monitoradas e/ou relevantes na microbacia do Rio Lopeí

Localidade 8: BR467 Localidade 10: Sanga Guarani

Localidade 12: Vista Alegre Localidade 13: Caça e Pesca

Foz da Sanga Guarani com Rio Lopeí Localidade 11: Sanga Santa Rosa


O papel dos grupos na divulgação dos resultados

O programa Agente das Águas segue um modelo lógico de desenvolvimento de

atividades que pressupõe várias etapas. As primeiras, já descritas, vão desde a

construção da rede de parcerias até o curso oferecido aos agentes comunitários. Deste

ponto em diante, as comunidades passam a ter total autonomia para decidir pelas ações

que crêem ser mais significativas, dados os contextos sócio-ambientais específicos.

Porém, para que o grupo de voluntários tenha êxito, diversas outras etapas devem ser

cumpridas, sobretudo no que diz respeito ao envolvimento do restante da comunidade e

de outros parceiros.

Na figura abaixo, são apresentados os passos lógicos que podem ser realizados desde o

fim da etapa de curso até a resolução do problema eleito. O primeiro passo neste

esquema é o levantamento dos problemas ambientais e nos diagnósticos da qualidade da

água dos rios (Etapa 1, na figura). Mensalmente, as equipes se reúnem para socializar os

resultados das coletas e para discutir sobre os problemas encontrados (Etapa 2). A

próxima ação é de envolver o restante da comunidade no processo de decisão sobre as

estratégias a serem utilizadas para resolver o(s) problema(s) definido(s). Aqui, a

criatividade e a capacidade de articulação dos voluntários são fundamentais para

garantir uma participação ampla e efetiva (Etapa 3). Geralmente, os espaços em que esta

divulgação ocorre são nas reuniões das associações de moradores ou em eventos

especiais desenvolvidos pelos voluntários do projeto. Caso a comunidade legitime as

ações do grupo (i.e. reconheça a importância de seu trabalho), a tendência é que mais

pessoas se unam para o desenvolvimento das ações mitigadoras (ou preventivas)

propostas (Etapa 4). Caso isto não ocorra por algum motivo, os voluntários tendem a

buscar uma nova oportunidade para buscar este importante apoio.

Com o apoio da comunidade, esta nova e fortalecida equipe deve decidir se necessitam

de outras parcerias para a realização das ações. Caso necessitem, pode haver a

distribuição de tarefas entre os participantes para atingirem as parcerias necessárias

(com a prefeitura, empresas locais, poder legislativo etc.), com vistas à construção do

fórum participativo (Etapa 5). Após a definição dos papéis de cada um nesse processo,

as atividades são então realizadas (Etapa 6).


Modelo teórico do desenvolvimento das atividades de resolução dos problemas ambientais pelos voluntários participantes no Programa Agente das Águas

Descrevemos a seguir alguns exemplos do desenvolvimento dessas etapas, iniciando

com a mobilização das comunidades e apresentando alguns resultados concretos da

resolução de problemas ambientais nas diversas microbacias.

1Levantamento dos problemas sócio-ambientais

2

3

4Grupo e comunidade discutem o problema

5Fóruns participativos para discussão de problemas e busca de soluções

Necessitam outras parcerias para resolver o problema? Não

Sim

A comunidade legitima o trabalho do grupo?

Não Sim

6Realização de ações para resolução do problema

Escolha dos problemas a serem resolvidos

Divulgação da proposta e mobilização da comunidade

1Levantamento dos problemas sócio-ambientais

2

3

4Grupo e comunidade discutem o problema

5Fóruns participativos para discussão de problemas e busca de soluções


Sim


Não Sim


Sim


Não Sim

6Realização de ações para resolução do problema

Escolha dos problemas a serem resolvidos

Divulgação da proposta e mobilização da comunidade


Mobilização social e resolução de problemas ambientais

Do ponto de vista da educação para a gestão ambiental, um dos maiores indicadores de

êxito de um programa é a resolução dos problemas detectados nos diagnósticos

participativos. Nestes dois anos de atividades nos municípios paranaenses, várias ações

diretas foram desenvolvidas e, em muitos casos, levando-se em conta o contexto de

atuação – regiões rurais onde a circulação de informações é ainda mais restrita – as

ações foram bem sucedidas.

Uma reflexão mais aprofundada nos indica que, em direção à participação efetiva da

população nos espaços de gestão, é necessário o fortalecimento de organizações

comunitárias autônomas, conscientes e coesas na decisão de resolver seus problemas.

Esses objetivos foram alcançados por todos os grupos de voluntários, que não apenas se

reconheciam como grupo, mas eram legitimados como tal pelas comunidades que

representavam.

O processo de legitimação contou com diversas atividades de mobilização social para a

coleta de dados sócio-ambientais, na discussão dos problemas ambientais, na montagem

de projetos para resolução dos problemas, na mobilização das comunidades para

divulgação e planos de ação e na participação nos espaços de tomada de decisões

existentes. Foram realizados mais de 30 eventos de divulgação, onde os voluntários

puderam atingir o publico total de mais de 4.000 pessoas. Tendo conquistado esse

status, os grupos passaram a atuar como porta-vozes das comunidades no que diz

respeito à gestão das águas.

Ações de destaque na bacia do Rio Xaxim

Na localidade do Xaxim, município de Matelândia, um dos problemas apontados não

somente pelos voluntários, mas pelo restante da comunidade era a quantidade de lixo

encontrada nos rios. A irregularidade da coleta foi apontada como motivo principal: os

resíduos não eram recolhidos há mais de um ano e dois meses. Com isso, o lixo era

geralmente armazenado inadequadamente em galpões e depósitos, enterrado ou

queimado em grandes quantidades por toda a população local. Como reflexos, a

qualidade das águas já se apresentava pior do que a esperada.


Frente a este problema e estimulados pelas reflexões promovidas pelo projeto, o grupo

decidiu buscar um dos espaços existentes na região para a discussão dos problemas

ambientais, o Comitê Gestor da microbacia. Durante a apresentação dos resultados, foi

apresentado um abaixo-assinado com mais de 300 assinaturas relacionando a presença

do lixo à má qualidade da água do rio e oferecendo propostas para mitigar e prevenir os

danos. A prefeitura se comprometeu a oferecer uma solução ao problema e, desde então,

a coleta de lixo obedece à periodicidade definida em consenso entre comunidade e

poder público local e já se pode observar a melhoria das condições do rio Xaxim no que

diz respeito à quantidade de lixo nas margens do rio.

De forma a permitir que a comunidade acompanhasse os resultados sobre a qualidade da

água dos rios, o grupo resolveu instalar placas nas principais localidades analisadas.

Isso estimulou outras pessoas a participarem das coletas e muitos passaram a integrar a

equipe de voluntários. Nesse processo, foi interessante notar que os participantes mais

experientes ofereceram o treinamento para os mais novos, reforçando a fixação do

conhecimento localmente e demonstrando as possibilidades de multiplicação dentro da

comunidade.

O “Arraial Ecológico dos Agentes das Águas” talvez tenha sido um dos mais

interessantes trabalhos de divulgação do projeto. O arraial contou com brincadeiras

voltados para o tema dos insetos aquáticos, houve exposição do material a fim de que as

pessoas das comunidades vizinhas pudessem conhecer o funcionamento e o propósito

do projeto. Houve uma grande mobilização da população e mais de 200 pessoas

participaram do evento. O dinheiro arrecadado foi depositado em uma conta bancária

que será gerenciada pelos voluntários para a manutenção dos materiais necessários ao

projeto, de forma à própria comunidade ter ainda mais autonomia para sustentar as

ações de monitoramento.


Os voluntários afixaram placas indicativas da qualidade da água nos principais locais analisados: a comunicação com a comunidade foi fator determinante para a legitimação política dos grupos.

Imagens do Arraial Ecológico, desenvolvido pelos voluntários do projeto para divulgar os resultados e arrecadar recursos para a manutenção das atividades

Participação na Feleite, evento regional que contou com a participação de mais de 5.000 pessoas. Em destaque, o diretor geral de Itaipu Binacional, Jorge Samek, prestigia a apresentação do grupo de voluntários.


Como decorrência dessas atividades (apresentações em escolas, eventos da terceira

idade – “Clube do Vovô” –, em associações de mulheres – “Clube de mães” –, entre

outros), houve o reconhecimento da prefeitura ao trabalho dos voluntários e esta se

comprometeu a auxiliar a elaborar os materiais de divulgação. A primeira ação conjunta

entre o grupo e o poder público municipal ocorreu no hall de entrada da prefeitura: uma

exposição dos resultados do projeto para legisladores, técnicos e público em geral. No

encontro com o prefeito, Sr. Edson Primon, obtiveram o importante comprometimento

dele e de sua administração com a continuidade do projeto para o monitoramento da

qualidade das águas.

Durante os eventos de divulgação, muitas pessoas ingressaram no grupo ou passaram a acompanhar de perto as ações. A divulgação dos resultados foi importante também para a própria auto-estima dos participantes. Grupos mistos, compostos por pessoas mais idosas junto a outras mais jovens foi uma chave do sucesso e permitiu a participação de famílias inteiras focadas em um mesmo objetivo.


Ações de destaque na bacia do Rio Sabiá

Na bacia do Rio Sabiá, a comunidade sempre apontou um frigorífico como principal

causador dos impactos ambientais. Porém, como não contavam com os instrumentos

para a realização da comprovação do impacto, a discussão nunca foi à frente, o que

causava frustração e irritação na população. Como forma de defesa, a comunidade

atribuía todo e qualquer impacto do rio à empresa, mesmo que parecesse improvável à

primeira vista que houvesse sido ela a causadora.

De forma a dirimir as dúvidas e para restabelecer uma relação saudável entre empresa e

comunidade, durante o projeto Agente das Águas, os voluntários formalmente

solicitaram uma visita aos tanques de tratamento dos efluentes. No entanto, esse acesso

foi negado. Alguns meses depois, uma nova onda tóxica foi detectada neste rio e os

impactos à qualidade das águas foram constatados pelos procedimentos analíticos

usados. Como a empresa fechou a possibilidade de diálogo com a comunidade, foi

aberto inquérito no Ministério Público e o IAP e a prefeitura estão averiguando as

origens dos impactos. A empresa já se declarou culpada pelos impactos e os atribuiu à

falhas humanas. Nós acreditamos que este é um dos resultados mais significativos

obtidos no âmbito deste programa no Estado do Paraná5.

Outra ação que merece destaque nesta microbacia foram os cursos demonstrativos

oferecidos pelos voluntários para funcionários de Itaipu Binacional – por iniciativa de

sua Gerência de Educação Ambiental –, para alunos da Universidade Tecnológica

Federal do Paraná (UTFPR) e para técnicos do CTEM (Câmara Técnica de Educação,

Capacitação, Mobilização Social e Informação em Recursos Hídricos do Conselho

Nacional de Recursos Hídricos).

O reconhecimento de uma audiência técnica às atividades desenvolvidas pelas

comunidades demonstra as perspectivas de desenvolvimento de ações conjuntas entre os

diferentes públicos para a mitigação e prevenção de impactos ambientais e deu ainda

mais credibilidade ao grupo frente à comunidade e a outros atores sociais.

5 Assista a matéria de uma TV local sobre este caso no CD anexo a este documento.


Curso demonstrativo para funcionários de Itaipu Binacional e membros do CTEM: a interação dos técnicos aprendendo com o grupo de voluntários da comunidade foi uma curiosa mudança de paradigma.

Visando a auto-sustentabilidade das ações do projeto, o grupo inseriu estes cursos

demonstrativos no cardápio de atividades oferecido pelo programa de Turismo Rural,

iniciativa que consiste em apresentar a região e seus costumes para os turistas através de

um circuito temático. A proposta é que parte do dinheiro arrecadado com o turismo seja

usado na compra de materiais e divulgação das ações do programa na região.

Ações de destaque nas bacias dos rios Toledo e Lopeí

A gestão de recursos hídricos é complexa e envolve diversas visões e interesses

conflitantes. Assim, a mediação desses conflitos inerentes e a busca de consenso devem

ser tratadas como prioritárias para o desenvolvimento mais harmônico de uma região. A

cultura do diálogo e da participação de todos os envolvidos (ou de seus representantes) é

fundamental para fortalecer a participação da sociedade e praticar a conciliação e a co-

responsabilidade dos vários atores envolvidos.

Os voluntários sempre buscaram enfatizar que sua atuação não é de “fiscais da

natureza”, mas que estão imbuídos do espírito de atuar para a melhoria da qualidade da

água do rio, respeitando o ritmo e os desejos das comunidades de que fazem parte.


Um exemplo expressivo de como a atuação dos voluntários pode ser efetiva para a

resolução de problemas através da mediação de conflitos ocorreu em uma propriedade

no município de Toledo, onde está localizada uma das nascentes do rio de mesmo nome

(Localidade 3 no mapa do Rio Toledo apresentado neste documento). Esta área foi

considerada como de referência para o restante da bacia, pois é um dos trechos mais

bem preservados, com extensa mata ciliar e com as estruturas ecológicas do leito do rio

em boas condições. No entanto, surpreendentemente, apesar da água ser classificada

como “Boa” pelas análises físico-químicas, foi indicada como de má qualidade pelos

indicadores biológicos. Lá, foram encontradas pouca diversidade de organismos e

muitos indivíduos de “Diptera com cabeça distinta” (família Chironomidae) – animais

bastante resistente aos impactos ambientais.

Neste momento, foi vital a informação trazida pelo conhecimento local para explicar os

resultados. Os voluntários informaram que no trecho à montante havia uma suinocultura

que lançava dejetos diretamente no rio após as chuvas. A decomposição dos dejetos

causava a redução da quantidade de oxigênio dissolvido na água, afetando diretamente a

vida aquática, mas como isso ocorria de forma intermitente, as análises físico-químicas

não se mostravam alteradas no momento em que as coletas foram realizadas.

Nesta região, praticamente todas as propriedades utilizam o esterco de animais para

adubação de plantações, mas não era o caso deste produtor. Parte do grupo de

voluntários pensou inicialmente em fazer uma denúncia ao órgão ambiental, IAP.

Normalmente, após a verificação e comprovação do dano (frequentemente difícil por

conta da efemeridade dos impactos nos rios, que são dinâmicos, e pelos métodos ainda

usados pelos órgãos ambientais de todo o Brasil, baseados em análises físico-químicas e

bacteriológicas, de caráter instantâneo), segue-se a aplicação de multas e outros

mecanismos punitivos previstos na legislação. No entanto, essa opção além de não dar

garantias de solução definitiva, poderia atribuir ao grupo um caráter de conflito com a

comunidade. Dessa forma, a solução encontrada foi pacífica, autônoma e eficiente: um

integrante, também agricultor, ofereceu ao proprietário para recolher os dejetos e para

utilizá-los como adubo orgânico em sua própria lavoura. A melhoria da qualidade da

água nesta nascente não deixa dúvida do sucesso da intervenção, em três meses mudou

de “Ruim” para “Boa” e depois para “Excelente”.


Essa ação demonstra que uma comunidade consciente e unida é meio caminho andado

para a aplicação de princípios éticos da cordialidade das relações humanas, do respeito

ao outro e das boas práticas de manejo ambiental.

Outros resultados expressivos foram alcançados com o processo de divulgação das

ações. O grupo optou por inicialmente envolver o restante das comunidades de São Luiz

do Oeste e de Bom Princípio/Linha Gramado através de convites para acompanhamento

das coletas em campo e da elaboração, edição e apresentação de um vídeo com todos os

procedimentos realizados por eles. Além disso, apresentações foram realizadas desde

escolas primárias até eventos da terceira idade, cobrindo assim, todos os segmentos

sociais nas ações do projeto.

Exemplos da capilaridade de mobilização feita pelos voluntários: do grupo de idosos aos alunos da escola primária, toda a comunidade foi envolvida.


A partir da apresentação para o grupo de idosos, o presidente da associação sugeriu um

encontro entre os voluntários e um vereador, Sr. Mossinger, de forma a buscar o apoio

necessário para a manutenção das ações. No encontro, o vereador mostrou-se receptivo

às propostas e se comprometeu a verificar a disponibilidade de transporte para uso do

grupo nas idas a campo.

A essa altura, as ações já chamavam a atenção da mídia local e os voluntários

participaram de entrevistas em jornais de Toledo e Cascavel.

Como fruto desta mobilização, o grupo conquistou espaço para participação nas

reuniões do Comitê Gestor da bacia hidrográfica do rio Toledo e passou a ter voz na

tomada de decisões sobre as ações de recuperação da bacia.

Eventos de divulgação conjunta

Fiocruz pra você 2007, Rio de Janeiro, RJ

O dia 16 de junho de 2007, no Dia Nacional de Vacinação contra a Poliomielite, levou

mais de 21 mil pessoas ao “Fiocruz Pra Você”. Realizado no Rio de Janeiro desde 1994,

o evento promove, além da imunização de milhares de crianças, a divulgação da ciência.

O estande “Ciência Viva das águas” trouxe os resultados do monitoramento dos rios da

Bacia do Rio Paraná III, em convênio com Itaipu Binacional, e do município de

Engenheiro Paulo de Frontin, no Rio de Janeiro. Foram apresentados aos visitantes

insetos aquáticos utilizados como bioindicadores da qualidade da água que puderam ser

observados através de lupas, e as crianças puderam aplicar os conhecimentos adquiridos

por meio de desenhos e quebra-cabeças.

Fonte: Informe IOC - Ciência para a Saúde da População Brasileira


Voluntários e estagiários participando do Evento “Fiocruz pra Você 2007”: reconhecimento e contato com outras realidades.

Cultivando Água Boa III 2006 e Cultivando Água Boa IV 2007, Foz do Iguaçu, PR

Nestes dois grandes eventos realizados por Itaipu Binacional, os voluntários de todas as

microbacias apresentaram os resultados do projeto para centenas de pessoas que

participaram das oficinas de Educação Ambiental.

Foram momentos importantes, pois permitiu que todos os grupos se encontrassem e

trocassem experiências e fosse reconhecido por outros públicos.

Apresentação do projeto no stand “Agente das Águas” e recebimento dos certificados pelas mãos do diretor de cordenação de Itaipu, Sr. Nelton Friedrich.


Perspectivas e considerações finais

Conforme descrito neste documento, a proposta original, de apropriação técnica de

ferramentas para o monitoramento da qualidade da água, foi apenas o componente

inicial de um processo muito mais amplo, que incluiu uma ampla mobilização social e a

participação efetiva na resolução dos problemas ambientais.

Como mencionamos, um aspecto que dificultou o andamento das atividades foi a falta

de conhecimento das comunidades sobre o papel dos comitês gestores. Além disso, as

poucas pessoas que conheciam, tinham desconfiança quanto às possibilidades da

participação nesses espaços.

Nossas próprias observações nos deram indicativos de que realmente a participação

ainda ocorre de forma assimétrica, com representantes do setor de “usuários” (empresas,

em sua maioria) comandando as reuniões e as propostas. Uma possível explicação é que

parece haver uma maior clareza e objetividade das proposições feitas por esse setor, já

que as comunidades, quando representadas, defendiam diversas visões (nem sempre

unânimes ou agregadoras) e dificilmente, neste projeto, tinham pessoal qualificado para

organizar e apresentar suas demandas.

Apesar disso, observamos que sempre que os comitês foram procurados, se mostraram

receptivos e dispostos a auxiliar nas ações dos grupos. Atribuímos isso, em parte, ao

apoio técnico que receberam do projeto na hora de formular as propostas, ou seja, não

faltam boas idéias, mas sim uma melhor articulação para apresentá-las.

De forma a estimular a sadia relação entre as comunidades e esses espaços de gestão,

essas deficiências devem ser reconhecidas e encaradas como um desafio a ser

solucionado pelos comitês. Isto pode ser obtido através de mais oportunidades de

treinamento e capacitação e no maior interesse desse órgão em buscar ativamente as

propostas das comunidades e auxiliar a sistematizá-las. Além disso, parece ser relevante

a condução de processos mais transparentes, tanto na escolha dos participantes do

comitê (que funciona através de convites às entidades reconhecidas como relevantes),

quanto na tomada das decisões.


Outro aspecto que nos parece relevante ressaltar é que todas as comunidades

desenvolveram ações durante o projeto (algumas descritas neste documento, outras nos

relatórios mensais enviados à Itaipu Binacional) e que muitas delas continuam sendo

realizadas. De forma a dar um breve panorama dos desdobramentos desse projeto,

apresentamos a seguir algumas propostas que foram apresentadas pelos voluntários para

concretizar ainda mais seu papel na gestão das bacias. À data da redação deste

documento, algumas delas estão ainda apenas como idéias ou desejos, enquanto outras

já vêm sendo executadas.

Na comunidade da microbacia do Rio Xaxim, o grupo captou recursos e criou um

fundo para a manutenção das atividades e a reposição de materiais. Como mencionamos

anteriormente, a parceria com a prefeitura de Matelândia parece fortalecida e o prefeito

se comprometeu pessoalmente em apoiar essas ações.

No Rio Sabiá, um dos objetivos é a construção de uma fossa séptica para tratar os

esgotos do centro comunitário. Para isso, conta com o apoio do Instituto Ambiental do

Paraná (IAP), pois uma possibilidade seria o corte de eucaliptos plantados às margens

do rio, no terreno do centro, para que, com o dinheiro da venda da madeira fosse

comprado o material para a construção da fossa. A mão-de-obra seria dos próprios

voluntários e as mudas para reposição da mata ciliar viriam do viveiro de Itaipu

Binacional, que já se comprometeu em fornecê-las. À data da redação deste documento,

a comunidade já havia sido consultada em reunião da associação de moradores e uma

carta havia sido redigida para o IAP, solicitando estudos para a remoção das árvores e

para a construção da fossa.

Outra ação importante é o contínuo monitoramento dos efluentes de um frigorífico,

conforme aqui documentado e em matérias de TV registradas no CD em anexo. As

últimas notícias foram que a empresa havia sido autuada e que os voluntários estavam

pleiteando junto ao Comitê Gestor e à prefeitura o uso de parte dos recursos para o

apoio às ações do grupo.

As comunidades dos rios Toledo e Lopeí conquistaram algo extraordinário: a doação de

uma ampla sala junto à associação de moradores de Bom Princípio/Linha Gramado para

servir de sede do projeto. Este local funcionará não somente como base para as ações de

monitoramento, mas também como uma espécie de “museu”, onde serão expostos os

resultados da qualidade das águas, os organismos bioindicadores e serão realizadas


oficinas de capacitação para outras pessoas interessadas em ingressar no grupo. Para tal,

submeteram um projeto para apreciação da Sanepar (Companhia de Saneamento do

Paraná) que se comprometeu em estudar a possibilidade de apoio na compra de

materiais para as coletas. Para a equipagem da sala, alguns materiais de escritório

(mesas, cadeiras, armários) e para a reforma foram solicitadas à Itaipu Binacional, mas

que até o fechamento deste documento ainda não havia fornecido uma resposta.

A forte tendência ao associativismo na região é outra característica que merece

destaque. Acreditamos que parte do sucesso destas ações pode decorrer da maior

facilidade das pessoas se encontrarem e formarem grupos. Tivemos a oportunidade de

participar de vários encontros e foi curioso notar como a mesma pessoa, ao participar

das diversas associações, encontros, cultos etc., desempenhava papéis diferenciados em

cada um e, não raro, via-se entre pontos de vista conflitantes.

Esta dualidade ficou clara em diversas situações. Um exemplo emblemático disso

ocorreu na bacia do Rio Sabiá, onde os voluntários decidiram denunciar os impactos de

um frigorífico (conforme já descrito neste documento) para o qual eles vendem seus

produtos e são cooperativados. O dilema ético que passaram foi relatado em diversas

entrevistas que conduzimos, onde comentaram sobre a pressão que sofreram da

comunidade (todos agricultores e membros da cooperativa): uma parcela, favorável à

denúncia, tinha o discurso preponderante de “não agüentar mais essa situação, que

degrada nossos rios há pelo menos cinco anos”, enquanto os que eram contrários

argumentavam “de que adianta cuidar do meio ambiente se vão fechar a fábrica e vamos

perder nosso emprego?”. Ao decidirem pela denúncia (que implicou em uma multa e

não no fechamento do empreendimento), demonstraram que estavam cientes dos

possíveis desdobramentos das ações e não mostraram desconforto por tê-lo feito, pelo

contrário, afirmaram que estão alertas e preparados caso volte a ocorrer.

Este evento demonstra a complexidade da questão ambiental e está sendo abordado em

um vídeo documentário que está sendo produzido em conjunto com a comunidade.

Outra perspectiva que vem se abrindo do ponto de vista acadêmico é de buscarmos

entender melhor o papel da mulher no gerenciamento ambiental. Sua importância no


trato da água potável, alimentação e equilíbrio ambiental dos ecossistemas está

registrada em diversos documentos (e.g. UNESCO, 1992; CNUMAD, 1992; ONU,

2000; GWA, 2003).

Neste projeto, a maioria dos voluntários era composta por jovens (74% dos 102

voluntários eram rapazes e moças com idades entre 12 e 18 anos) e mulheres

(professoras e donas-de-casa, na maior parte, representando 20% do total), com pequena

presença de homens adultos (6%).

Nossas observações indicaram uma participação mais evidente das mulheres nas

comunidades de origem italiana, em comparação às das de origem alemã. Naquelas

comunidades, mais mulheres participaram como agentes comunitárias neste projeto, das

reuniões dos comitês gestores e eram mais freqüentemente apontadas como líderes

comunitárias (apesar de, em todas, os homens serem predominantes nos espaços de

decisão). Ao levarmos essa hipótese às pessoas das comunidades, não raro ouvimos que

havia uma questão “cultural” associada à família matriarcal italiana: as figuras da

mamma ou da nonna eram sempre lembradas e usadas como justificativa.

Dessa explicação inicial, derivamos alguns questionamentos a serem investigados: 1 – o

papel é realmente diferenciado nessas comunidades?; 2 – se sim, que ações traduzem

esse papel?; 3 – é realmente a origem cultural o único (ou mais importante) fator?; e 4 –

considerando que haja diferenças, é necessário desenvolver ferramentas educacionais e

abordagens diferenciadas para que a proposta do programa Agente das Águas atinja

mais eficientemente essas comunidades?

No que diz respeito aos dados da qualidade da água, tivemos múltiplos indicativos de

que os voluntários foram capazes de gerar dados confiáveis que podem ser usados,

desde que agregados a outras informações técnicas, para nortear ações de recuperação

e/ou prevenção de danos nas bacias estudadas. Neste aspecto, a participação de

universidades locais pode ser fundamental para dar o apoio necessário para o

desenvolvimento de atividades semelhantes.

Como mencionamos anteriormente, outra perspectiva interessante que se abre é o

aproveitamento desses dados por agências ambientais. O monitoramento, mais custoso,

realizado por esses órgãos seria utilizado predominantemente quando os dados gerados


pelos voluntários indicassem algum impacto, permitindo uma grande redução dos custos

de análise e fazendo com que seja mais efetiva. Além disso, esse processo incluiria uma

parcela da população atualmente excluída da gestão ambiental – justamente aquelas

mais afetadas pelos impactos, mais interessadas em resolvê-los e que possuem

informações “em tempo real” sobre os problemas.

Neste caminho, vale destacar o potencial do uso de informações biológicas

(biomonitoramento), que em diversas situações foi a única ferramenta a indicar os

impactos ambientais, sobretudo aqueles crônicos e/ou difusos.

Considerando o pouco conhecimento sobre a ecologia e a biologia das espécies da

região (fato não muito diferente de outras áreas do país) sugerimos que estudos

acadêmicos sejam desenvolvidos de forma a refinar ainda mais os índices biológicos,

direcionando-os para a detecção de impactos específicos e característicos da bacia do

Paraná III.

Do ponto de vista institucional, o programa serviu para a aproximação e articulação de

objetivos entre Fiocruz, Itaipu Binacional, universidades públicas e privadas

(especificamente Universidade do Oeste do Paraná – Unioeste/Toledo, Universidade

Tecnológica Federal do Paraná – UTFPR/Medianeira, UniPar, PUC/Toledo e

UniAmérica/Foz do Iguaçu), prefeituras participantes, comitês gestores de bacias

hidrográficas e comunidades.

A parceria foi considerada tão frutífera que, à data de redação deste documento, outros

três municípios já vêm participando das atividades do programa (Itaipulândia, Santa

Terezinha de Itaipu e Ouro Verde do Oeste) e há um movimento para a ampliação para

os outros 22 municípios que fazem parte da bacia do Paraná III.

O sucesso de iniciativas integradoras como esta reforça a importância das políticas

participativas em níveis local e regional, dando o suporte para a resolução dos

problemas em grande escala.


Bacia do Paraná III com os municípios participantes da primeira e da nova etapa de monitoramento

Referências

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educação. In: Layrargues, P.P. (coord.). Identidades da educação ambiental

brasileira. Brasília:MMA.

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Desenvolvimento: Agenda 21. Brasília: Senado Federal. 585p.

Guimarães, M. 2000. Educação Ambiental: no consenso, um embate? Campinas:

Papyrus.

Guimarães, M. 2004. Educação Ambiental Crítica. In: Layrargues, P.P. (coord.).

Identidades da educação ambiental brasileira. Brasília: MMA.

GWA – Gender and Water Alliance. 2003. Relatório sobre o Desenvolvimento de

Gênero e Água (acessível em www.genderandwateralliance.org).


IAP – Instituto Ambiental do Paraná. 1992. Enquadramento dos cursos d´água do

Estado do Paraná. Portarias SUREHMA 1989/1992. 41p.

Jung, E. 2007. Avaliação de biomonitoramento participativo da qualidade da Água na

microbacia do Rio Toledo, Toledo-PR. Monografia de final de curso de Bacharel

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Novak, J.D. & Gowin, D.B. 1984. Learning how to learn. Washington: Cambridge

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www.fd.uc.pt/hrc/enciclopedia/onu/textos_onu/declaracao_milenio.pdf).

Reigota, M. 2004. Meio ambiente e representação social. 6ª ed. São Paulo: Cortez. 87p.

Ruscheinsky, A. 2002. Educação ambiental: abordagens múltiplas. São Paulo: Artmed.

Thiollent, M. 2004. Metodologia da pesquisa-ação. 13ª edição. São Paulo: Cortez.

108p.

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www.wmo.ch/pages/prog/hwrp/documents/english/icwedece.html).

USEPA – United States Enviromental Protection Agency. 1999. Rapid Bioassessment

Protocols for use in Streams and Wadeable rivers: Periphyton, Bentic

Macroinvertebrates and Fish. Washington: EPA, 2nd Ed.

Conclusão

Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários na gestão de recursos hídricos

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz – Conclusão 162

Neste documento foram enfatizados dois aspectos relevantes para a implantação do

atual modelo de gestão dos recursos hídricos: a qualidade da informação, de forma a

permitir a tomada de decisões para a prevenção e mitigação de impactos ambientais e a

instrumentalização de agentes comunitários voluntários para a realização do

monitoramento das águas e para sua atuação, junto a outros atores sociais, neste

processo de gestão.

Os primeiros dois capítulos forneceram informações para a padronização de

metodologias em protocolos de bioavaliação rápida (PBRs) utilizando

macroinvertebrados bentônicos como bioindicadores da qualidade da água de rios.

No Capítulo 1, que teve como objetivos avaliar dois métodos de coleta amplamente

utilizados em PBRs, pudemos concluir que o coletor do tipo Kick, utilizando malha de

500 µm, apresenta a melhor relação custo-benefício e portanto é o mais indicado para o

monitoramento da qualidade da água através de métodos biológicos em riachos.

No Capítulo 2, foi testado o nível taxonômico suficiente para fornecer informações

relevantes para o monitoramento de rios. Os resultados indicaram que os três níveis

taxonômicos testados (gênero, família e ordem) foram capazes de indicar os impactos

ambientais, mas que, devido à menor sensibilidade do nível de ordem e das dificuldades

de implantação de um sistema baseado na identificação em gênero, o nível de família

foi considerado o mais adequado para uso em PBRs.

O Capítulo 3 abordou a construção de um índice biológico para uso por voluntários

(IBVol) no monitoramento da qualidade da água. A criação do índice baseou-se na

facilidade de identificação dos organismos bioindicadores e na sua capacidade de

determinar impactos. O índice foi testado em duas situações e mostrou-se robusto e de

fácil uso, sendo recomendável sua aplicação em programas participativos.

Além do IBVol, descrito no capítulo 3, os procedimentos de coleta indicados como mais

eficientes no primeiro capítulo foram utilizados para a capacitação de agentes

comunitários voluntários. No Capítulo 4, foram apresentados resultados de um estudo

de caso realizado na região do Oeste do Paraná sobre a implementação de um programa

participativo de avaliação da qualidade da água de rios. Dentre outros resultados,

destacam-se:

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz – Conclusão 163

• O uso de informações biológicas no monitoramento dos rios aumentou a

capacidade de detecção de impactos ambientais.

• Os dados gerados pelos agentes comunitários indicaram respostas

equivalentes às produzidas por pesquisadores e agência ambiental –

comprovando que o método desenvolvido e descrito nos capítulos 1 e 3 desta

tese, se aliados a um programa de capacitação nos moldes do descrito no

capítulo 4, é uma ferramenta poderosa de análise e que pode servir para a

mobilização das comunidades sobre a gestão das águas.

• Como decorrência disto, podemos concluir que a própria abordagem

metodológica adotada no contato, mobilização e curso de capacitação dos

agentes comunitários foi adequada para atingir estes objetivos.

• Além da realização das análises da água, observamos outros resultados

relevantes, sobretudo no que diz respeito à negociação de objetivos,

divulgação e construção dos fóruns participativos para a resolução de

problemas ambientais. Os diversos exemplos relatados reforçam a percepção

de que a estrutura do projeto não só forneceu informações técnicas, mas

também elementos para uma participação mais efetiva.

Anexo

Material audiovisual anexo ao documento Desenvolvimento de Protocolos de Bioavaliação Rápida da qualidade da água de rios e seu uso por agentes comunitários na gestão de recursos hídricos

D.F. Buss – Tese de Doutorado ENSP/Fiocruz – Anexo 165

Anexo a este documento, há um CD-ROM contendo:

• Duas matérias de TV produzidas sobre o projeto na bacia do Rio Sabiá. Uma

delas (Pasta Voluntários Sabiá e Xaxim/Vídeo PRTV_1.mpeg) foi realizada no

início do projeto, logo após o treinamento dos voluntários, e enfatiza a

apresentação da proposta e dos procedimentos de coleta e análise. A segunda

(Pasta Voluntários Sabiá e Xaxim/Vídeo PRTV_2.mpeg) foi realizada três meses

após o término das atividades do programa e demonstra como as ferramentas de

análise e o direcionamento do foco de atenção para os rios permitiram a ação da

comunidade sobre os impactos causados por um frigorífico. O curioso deste

evento é que, apesar da comunidade apontar este empreendimento como o maior

causador de impactos na região, todos são cooperativados da empresa e dependem

dela para comprar suas produções. Interessante notar também que apenas um

único caso de vazamento de efluentes foi relatado durante todo o período do

projeto – no primeiro mês, quando o grupo ainda estava em treinamento – e,

portanto os dados não foram coletados. No entanto, a empresa ouviu alguns

protestos. Durante os dois anos seguintes, tempo de atividade do projeto, não

foram registrados impactos. Coincidência ou não, o novo lançamento ocorreu

quando, aparentemente, o grupo já estava menos mobilizado e sem a presença

formal da Fiocruz e, como agravantes, ocorreu durante os feriados de carnaval, à

noite. Por todos esses motivos, esta mobilização – totalmente autônoma da

comunidade – teve um valor especial. Como resultado final, a empresa foi

autuada em R$ 70.000,00 e o grupo de voluntários pleiteia com a prefeitura a

destinação de parte destes recursos para recuperação da bacia. Um documentário

está sendo produzido pela Fiocruz sobre este caso.

• Um terceiro arquivo (Pasta Voluntários Toledo e Lopeí/VTS_01_1.VOB)

apresenta um documentário cujo argumento, roteiro, filmagem, edição e pós-

edição foram totalmente executados pelos voluntários do município de Toledo.

Basicamente, o vídeo retrata as atividades de análise das águas e foi utilizado para

a divulgação da proposta no município e para o treinamento de novos voluntários.

Foi outra iniciativa autônoma do grupo, que nos surpreendeu pelo grau de

envolvimento e capacidade de realização.

Os vídeos podem ser visualizados com programas que geralmente vêm instalados no

sistema Windows: Windows Media Player, Real Player ou qualquer outro programa que

reconheça as extensões Mpeg (formato de vídeo). Para abrir, clique duas vezes sobre o

arquivo ou abra o vídeo pelo painel do programa de visualização de vídeos.

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