Indice Agua Volume1

PNMA II- ndices e indicadores

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NDICE E INDICADORES DE QUALIDADE DA GUA REVISO DA

LITERATURA


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NDICE

1. APRESENTAO 1

2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA GUA 2

3. LEGISLAO BRASILEIRA E QUALIDADE DA GUA 3

4. NDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA GUA 4.1. ASPECTOS GERAIS 5 4.2. NDICES DE QUALIDADE DA GUA PARA USOS GERAIS 8 4.2.1. AMBIENTES LNTICOS 4.2.1.1. Lagos e reservatrios 9 4.2.1.2. Modelo do estado trfico de Carlson modificado por Toledo 11 4.2.1.3. Curva probabilstica do estado trfico 13 4.2.1.4. Modelo simplificado do estado trfico 16

4.2.2. AMBIENTES LTICOS 20 4.2.2.1. ndice de Horton 20 4.2.2.2. ndice de qualidade da gua da NSF (IQA- NSF) 22 4.2.2.3. ndice de Toxidez 24 4.2.2.4. ndice de Prati 25 4.2.2.5. ndice de Dinius 27 4.2.2.6. ndice de Smith 27

4.2.3. ESTURIOS 29 4.2.3.1. Generalidades 29 4.2.3.2. Critrio de qualidade da gua baseado em indicadores de qualidade esttica 33 4.2.3.3. Critrio de qualidade da gua baseado em indicadores de poluio orgnica e bacteriolgica 34 4.2.3.4. Critrio de qualidade da gua baseado em indicadores de estado trfico 35

4.3.NDICES DE USO ESPECFICO- AMBIENTES LTICOS 35 4.3.1. ndice de O Connor 35 4.3.2. ndice de Deininger e Landwehr 37 4.3.3.ndice de Walski e Parker 38 4.3.4. ndice de Stoner 39 4.3.5. ndice de Nemerow e Sumitomo 41 4.3.6. ndices de planejamento 42 4.3.6.1. ndices de Mitre 42 4.3.6.2. ndice de Inhaber 43 4.3.6.3. ndice de Zoeteman 43


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5. NDICES BIOLGICOS 5.1. Generalidades 44 5.2. Nmero de espcies 45 5.3. Nmero total de indivduos 46 5.4. ndice de Margalef 46 5.5. ndice de Menhinick 46 5.6. Dficit de espcies de Kothe 47 5.7. ndice de Odum 47 5.8. ndice de Hulbert 47 5.9. ndice de dominncia de McNaughton 47 5.10. ndice de Simpson 48 5.11. ndice de diversidade Shannon 48 5.12. Ensaios Biolgicos na avaliao da qualidade da gua 48 5.12.1. Modalidades de ensaios 48 5.12.2. Definio de organismos 51

6. NDICES RECENTEMENTE DESENVOLVIDOS 51 6.1. ndice geral de qualidade da gua (IGQA)-SABESP 51 6.1.1 Critrios para a determinao do ndice 51 6.1.2. Clculo do IGQA 53 6.1.3. Interpretao da classificao 54 6.1.4. Apresentao dos resultados dos clculos 54 6.2. ndice de qualidade da gua distribuda `a populao do DF (IQAD) 55 6.3. ndices de qualidade da gua utilizados pela CETESB-rios e reservatrios 55 6.3.1. Balneabilidade 59 6.3.1.1. Fatores que influenciam a balneabilidade 59 6.3.2. Reviso do ndice de preservao da vida aqutica (IVA) 61 6.3.2.1. Clculo do IVA 62 6.3.3. Clculo do IPMCA 65 6.3.4. ndice do estado trfico 65 6.3.5. Clculo do ndice para a proteo da vida aqutica, IVA 66 6.3.6. IAP, ndice de qualidade de guas brutas para fins de abastecimento pblico 67 6.3.7. Clculo do IAP 69 6.3.8. Metodologia de clculo do ISTO 69 6.3.9. Ponderao dos parmetros que avaliam a presena de substncias txicas 72 6.3.10. Ponderao dos parmetros que afetam a qualidade organolptica 72 6.3.11. Clculo do ISTO 73 6.3.12. Metodologia de clculo do IAP 73 6.4. IQAR- ndice de qualidade da gua de reservatrio (Instituto Ambiental do Paran) 75 6.4.1. Variveis selecionadas para o monitoramento 76 6.4.2. Determinao das classes de qualidade de gua de reservatrio, de acordo com nveis de comprometimento 76 6.4.3. Clculo do IQAR 78 6.5. Avaliao da toxidez-rios e reservatrios 81


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7.0. Comparao de ndices de qualidade da gua 83

8.0 Experincias com anlises comparativas de ndices 88

9.0. ndices selecionados 89

10.0. Perspectivas e recomendaes 92

11.0. Bibliografia 95

ANEXO 107


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ESTUDOS PARA SELEO DE NDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DA

GUA PARA O MONITORAMENTO NO ESTADO DE PERNAMBUCO

1. APRESENTAO

O estado de Pernambuco teve o projeto MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA

GUA COMO INSTRUMENTO DE CONTROLE AMBIENTAL E GESTO DOS RECURSOS

HDRICOS NO ESTADO DE PERNAMBUCO aprovado pelo PNMA II- Sub Componente

Monitoramento de Qualidade da gua. O Objetivo geral do projeto Reestruturar e

aprimorar o sistema de monitoramento da qualidade da gua na bacia do rio Ipojuca e

reservatrio de Tapacur, para seu efetivo funcionamento como ferramenta de suporte

deciso e participao comunitria no controle ambiental e na gesto dos recursos

hdricos, servindo como modelo para reestruturao do sistema estadual.

O projeto aprovado prev a realizao de estudos para seleo de ndices e

indicadores de qualidade da gua e consolidao dos estudos. A necessidade dos

estudos foi justificada no mbito do projeto por um Diagnstico do Monitoramento da

Qualidade da gua (SOBRAL & MONTENEGRO, 2001) que identificou que o

monitoramento ora realizado pela CPRH e SRH-PE poderia se tornar ferramenta efetiva

de gesto ambiental caso sofresse uma reformulao, abordando dentre outros

aspectos, a seleo de parmetros, ndices e indicadores de qualidade da gua

adequados s peculiaridades do estado, com diversidade de regime hidrolgico,

presena de sistemas lticos e lnticos, incluindo esturios. Os ambientes de gua

doce so divididos em lticos e lnticos. Lticos so ambientes de gua corrente,

enquanto lnticos so ambientes de gua parada.

Foi efetuada reviso da literatura sobre ndices e indicadores de qualidade de

gua propostos, metodologias de estabelecimento desses ndices, bem como estudos

de casos com aplicaes desses ndices, a estudos especficos e a atividades de

monitoramento sistemtico. O presente documento apresenta a reviso da literatura e

a seleo de ndices e indicadores que podero ser aplicados no monitoramento da

qualidade da gua no estado de Pernambuco, pelas duas instituies envolvidas, CPRH

e SRH-PE. A consolidao da seleo apresentada dar-se- aps exerccio de aplicao

dos ndices e indicadores selecionados a dados do monitoramento atual e realizao de

oficina para debate, na qual devero participar tcnicos das duas instituies,


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especialistas convidados e membros da comunidade em geral nas reas- piloto

consideradas no projeto do estado de Pernambuco.

2. MONITORAMENTO DA QUALIDADE DA GUA

A poluio a que os corpos d gua esto sujeitos, causada por diferentes fontes

de origem urbana, rural e industrial, conduz necessidade de planos de preveno e

recuperao ambiental, a fim de garantir condies de usos atuais e futuros, para

diversos fins. Esses planos, alm de medidas de acompanhamento de suas metas,

atravs de fiscalizao, requerem para sua proposio e efetiva implementao, dados

que indiquem o estado do ambiente aqutico. Para esse fim, so estabelecidos os

programas de monitoramento da qualidade da gua. Programas de monitoramento da

qualidade da gua so estabelecidos para avaliar as substncias presentes na gua,

avaliadas sob os aspectos fsicos, qumicos e biolgicos (SANTOS et al., 2001).

A gua contm uma ampla variedade de constituintes que podem ser medidos

nesses programas de monitoramento da qualidade, relacionados aos trs diferentes

aspectos anteriormente mencionados. A Tabela 01 apresentada por SANTOS et al.

(2001) lista alguns parmetros, relacionados a cada um desses trs aspectos. Os

mesmos autores destacam que a seleo dos parmetros de interesse depende do

objetivo do estudo, investigao ou projeto, levando-se em considerao os usos

previstos para o corpo dgua e as fontes potencias de poluio existentes na bacia

hidrogrfica. Os parmetros a serem considerados, segundo recomendam os mesmos

autores, podem ser selecionados de acordo com as fontes potenciais e ainda para

atender determinada legislao, estabelecendo os padres de qualidade que devem ser

atendidos, como por exemplo, os padres de qualidade de guas superficial

estabelecidos pela Resoluo 20/86 CONAMA, ou os padres de efluentes industriais

estabelecidos pela mesma resoluo, dentre outros. As fontes potenciais de poluio

podem ser identificadas atravs de um levantamento de uso do solo na bacia.

Qualquer programa de acompanhamento da qualidade da gua, ao longo do

tempo e do espao, gera um grande nmero de dados analticos que precisam ser

transformados em um formato sinttico, para que descrevam e representem de forma

compreensvel e significativa o estado atual e as tendncias da gua, para que possam

ser utilizados como informaes gerenciais e como ferramenta na tomada de decises

relativas aos recursos hdricos.


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Uma forma de agregao dos dados em um formato sinttico o uso de

indicadores que transfiram informaes de um sistema a outro, levando a melhoria na

tomada de decises.

Indicador uma caracterstica especfica da gua, podendo ser, fsica, qumica

ou biolgica. Ex: oxignio dissolvido, carga de fsforo total, etc.

Os ndices de qualidade de gua so importantes no acompanhamento da

qualidade levando em conta que existem incertezas por detrs das variveis que os

compem. ndice a agregao de dois ou mais indicadores. Ex: IQA-NSF, IQAR, etc.

Tabela 01. Alguns parmetros de qualidade da gua (SANTOS et al., 2001). Parmetros fsicos

Parmetros inorgnicos no metlicos

Parmetros orgnicos

Parmetros biolgicos e microbiolgicos

Parmetros metlicos

Cor Condutividade Odor Slidos Salinidade Sabor Temperatura Turbidez

Acidez Alcalinidade Boro Dixido de carbono Cloreto Cloro (residual) Cianeto Flor Iodo Nitrognio Oxignio dissolvido Oznio pH Fsforo Slica Sulfato Sulfeto Sulfito

Demanda bioqumica de oxignio (DBO) Demanda qumica de oxignio (DQO) cidos volteis orgnicos Carbono orgnico Halognio orgnico Metano leos e graxas Pesticidas orgnicos Fenis Surfactantes Tanino e lignina

Plncton Macroinvertebrados Macrfitas Algas Coliformes totais Coliformes fecais Salmonela Protozorios Vrus Bactrias fungos

Alumnio Arsnico Brio Berlio Cdmio Clcio Cromo Cobre Ferro Chumbo Ltio Magnsio Mangans Mercrio Nquel Potssio Selnio Prata Sdio Zinco

3. LEGISLAO BRASILEIRA E QUALIDADE DA GUA

A primeira base legal especfica dos recursos hdricos foi instituda a partir do

Cdigo das guas, de 10 de julho de 1934, que apesar de seus mais de sessenta anos

ainda considerada pela Doutrina Jurdica como um dos textos modelares do Direito

Positivo Brasileiro.

Promulgada em 1988, a Constituio Federal em vigncia modificou em vrios

aspectos o Cdigo das guas. Uma das principais alteraes foi extino de alguns


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casos previstos pelo instrumento legal do domnio privado da gua. Segundo a

Constituio atual todos os corpos d gua so de domnio pblico. A Constituio

vigente traz uma srie de outras modificaes em relao ao Cdigo das guas.

A Lei 9.433, de 8 de janeiro de 1997, conhecida atualmente como Lei das

guas, institui a Poltica Nacional de Recursos Hdricos e cria o Sistema Nacional de

Gerenciamento de Recursos Hdricos. A Lei das guas estabelece como princpios

gerais bsicos para a gesto de recursos hdricos:

A gesto por bacia hidrogrfica;

A observncia dos usos mltiplos, mas considerando que em situaes de escassez,

o uso prioritrio dos recursos hdricos o consumo humano e a dessedentao animal;

O reconhecimento de que a gua um recurso dotado de valor econmico;

A gesto descentralizada e participativa;

O reconhecimento da gua como bem finito e vulnervel.

A Poltica Nacional de Recursos Hdricos tem como um de seus objetivos

assegurar atual e s futuras geraes a necessria disponibilidade de gua, em

padres de qualidade adequados aos respectivos usos. Dentre as diretrizes de ao

para implementao dessa poltica, a lei estabelece que a gesto sistemtica dos

recursos hdricos no deve dissociar os aspectos de quantidade dos de qualidade (Art.

30, Cap. III, Tit. I).

Como instrumentos da Poltica Nacional de Recursos Hdricos, a Lei 9.433/97

estabeleceu:

Os planos de recursos hdricos;

A outorga de direito de uso dos recursos hdricos;

A cobrana pelo uso dos recursos hdricos;


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O enquadramento dos corpos d gua em classes de uso;

O sistema nacional de informaes sobre recursos hdricos.

Para se definir a qualidade das guas dos mananciais preciso enquadr-las em

classes, considerando seus usos e estabelecendo-se critrios (ZAGATTO et al., 1993;

VON SPERLING, 1995). O enquadramento de corpos d gua j previsto na Resoluo

n0 20 do Conselho Nacional de Meio Ambiente-CONAMA (1986) o instrumento que

estabelece o nvel de qualidade (classe) a ser alcanado e/ou mantido em um

segmento de um corpo d gua ao longo do tempo, assegurando seus usos prioritrios.

Estabelece que o enquadramento de um corpo dgua deve ser baseado no

necessariamente no seu estado atual, mas no nvel de qualidade que deveria possuir

para atender as necessidades da comunidade.

Esta Resoluo dividiu as guas do territrio brasileiro em guas doces

(salinidade < 0,05%), salobras (salinidade entre 0,05% e 3%) e salinas (salinidade >

3%). Em funo dos usos previstos, foram criadas nove classes de qualidade. As

Classes Especiais, 1, 2, 3 e 4 referem-se s guas doces, as Classes 5 e 6 so relativas

s guas salinas e as Classes 7 e 8 s guas salobras.

Todas as propostas de enquadramento devem ser desenvolvidas com a

participao de usurios, irrigantes, ONGs, associaes comunitrias e representantes

dos governos municipais e estaduais. Com o enquadramento podem ser definidas

metas a serem alcanadas, como por exemplo, o estabelecimento de programas de

investimento em tratamento de esgotos urbanos.

4. NDICES E INDICADORES DE QUALIDADE DE GUA

4.1. ASPECTOS GERAIS

A poluio das guas origina-se principalmente de efluentes domsticos,

efluentes industriais e da explorao agrcola, associada, principalmente, ao tipo de

uso e ocupao do solo (HOLMES, 1996; VARIS, 1996).


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Os primeiros estudos relacionando o nvel de pureza e a poluio da gua foram

realizados na Alemanha em 1848 (OTT, 1978). Segundo DERSIO (1992), estes

estudos procuraram sintetizar os dados de qualidade da gua, atravs da relao entre

o nvel de pureza da gua e a poluio, com a ocorrncia de determinadas

comunidades de organismos aquticos. Em lugar de um valor numrico, a qualidade da

gua era categorizada por uma classe, entre vrias, de poluio.

Nos ltimos 130 anos, vrios pases Europeus desenvolveram e aplicaram

diferentes sistemas para classificar a qualidade da gua.

Os sistemas usualmente utilizados eram de dois tipos:

a) aqueles relativos quantidade de poluio detectada

b) aqueles relativos vida de comunidades de organismos macro e microscpicos,

como por exemplo peixes, organismos bentnicos e plantas.

ndices de qualidade da gua foram propostos visando resumir as variveis

analisadas em um nmero, que possibilite analisar a evoluo da qualidade da gua no

tempo e no espao e que serve para facilitar a interpretao de extensas listas de

variveis ou indicadores (GASTALDINI & SOUZA, 1994).

O interesse do Brasil por tais ndices cresceu desde que o Conselho Nacional de

Meio Ambiente em seu relatrio anual de 1972, manifestou a necessidade da utilizao

de ndices para o meio ambiente.

Existem trs tipos bsicos de ndices de qualidade de gua (OTT, 1978):

- ndices elaborados a partir da opinio de especialistas;

- ndices baseados em mtodos estatsticos;

- ndices biolgicos (cujos dados necessrios para sua formulao ainda no so

rotineiramente obtidos em programas de monitoramento).

Para Ott apud LEITE & FONSECA (1994) ndices de qualidade de gua podem ser

utilizados para diversas finalidades, tais como:

distribuio de recursos: repartio de verbas e determinao de prioridades;

ordenao de reas geogrficas: comparao de condies ambientais em

diferentes reas geogrficas;


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imposio de normas: determinao do cumprimento ou no da legislao

ambiental;

anlise de tendncias: avaliao de mudanas na qualidade ambiental, em

determinado perodo de tempo e acompanhamento da qualidade dos recursos

hdricos superficiais;

informao ao pblico: informe populao sobre as condies de qualidade

ambiental em determinado ecossistema;

pesquisa cientfica: reduo de uma grande quantidade de dados, atuando

como ferramenta para o estudo dos fenmenos ambientais;

Identificar problemas de qualidade de gua que demandem estudos especiais

em trechos de rios;

Servir de instrumentos para a gesto dos recursos hdricos

Em geral, um ndice de Qualidade de gua (IQA) um nmero adimensional que

exprime a qualidade da gua para os diversos fins. Esse nmero obtido da agregao

de dados fsico-qumicos, bacteriolgicos, qumicos por meio de metodologias

especficas.

Como existe uma variedade de usos para a gua, surgiram, ento, vrios ndices,

tais como (DERSIO, 1992):

ndice de qualidade de gua em geral;

ndice de qualidade de gua para usos especficos;

ndice de qualidade de gua para planejamento ambiental, entre outros.

Nos Estados Unidos (EUA), diversos estudos e revises literrias foram realizados,

principalmente na dcada de 70. Segundo OTT (1978) o primeiro destes foi uma tese

de doutorado desenvolvida em 1974 na Universidade de Michigan, por Landwehr, que

tratou da construo e anlise de IQAs. Em seguida, em cooperao com outras

agncias federais, o Council on Environmental Quality (CEQ) dos Estados Unidos


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patrocinou um levantamento e avaliao de vrios ndices de qualidade que estavam

sendo utilizados no pas.

Alguns ndices foram desenvolvidos utilizando a tcnica de pesquisa de opinio em

um largo painel de especialistas em qualidade da gua, como os desenvolvidos por

Prati, Mcduffie, Dinius e Dunnette. Outros ndices nessas mesmas bases foram

desenvolvidos para regies especficas e foram citados por OTT (1978).

Na escolha das variveis para composio do ndice so incorporados elementos

estatsticos ou mtodos de pesquisa de opinio entre especialistas que conhecem o

tema.

Para a determinao e interpretao dos dados de qualidade ambiental podem ser

utilizadas aplicaes estatsticas - Anlise da Matriz Correlao (MC), Anlise de

Componentes Principais (ACP), Anlise Fatorial (AF), Procedimento de Classificao

No Paramtricos (CNP).

Nos mtodos de pesquisa de opinio, a tcnica DELPHI a que tem sido mais

utilizada. Aps a seleo de parmetros por um dos mtodos estatsticos ou de

opinio, necessrio uniformizar os dados, devido s escalas diferentes para guas

poludas e no poludas e isto possvel atravs de funes matemticas distintas.

A determinao de subndices pode ser feita do ponto de vista matemtico, atravs

de equaes lineares e no lineares e mtodo de normalizao, alm do mtodo de

pesquisa de opinio.

4.2.NDICES DE QUALIDADE DE GUA PARA USOS GERAIS

4.2.1. AMBIENTES LNTICOS

4.2.1.1. LAGOS E RESERVATRIOS

Um dos principais processos causadores da degradao da qualidade das guas

em ambientes lnticos tem sido a eutrofizao (VIEIRA et al., 1998), que consiste no

enriquecimento das guas por substncias fertilizantes que propiciam o crescimento

excessivo das plantas aquticas, tanto planctnicas quanto aderidas (TOLEDO et al.,

1984; VON SPERLING, 1995; HARREMOES, 1998).


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O nitrognio, o fsforo e a slica so apontados como principais nutrientes

responsveis pelo processo, no entanto outros fatores externos como a luz e a

temperatura da gua tambm atuam como controladores do fenmeno da eutrofizao

(TOLEDO et al., 1984; TUNDISI et al., 1988; WETZEL, 1993; ESTEVES & BARBOSA,

1986).

Os condicionantes do processo de eutrofizao so: os lanamentos de

efluentes domsticos e industriais ricos em nutrientes, decorrentes do processo

desordenado de urbanizao das grandes cidades e a inadequada cobertura de coleta e

tratamento desses efluentes; caractersticas edficas das regies onde se encontram

os mananciais, por muitas vezes em solos ricos em micro e macro nutrientes e o uso

indiscriminado de fertilizantes ou de defensivos agrcolas, que terminam sendo

carreados para o corpo dgua (OENEMA & ROESTl, 1998).

Alguns efeitos indesejveis podem ser provocados pelo processo de

eutrofizao, como:

O aparecimento de floraes de algas nas guas, crescimento da vegetao e maus

odores (ESTEVES & BARBOSA, 1986; GOODWIN, 1996);

Elevao da produo primria (acrscimo na disponibilidade de nutrientes, leva a

um crescimento excessivo do fitoplncton. Essa exploso da produtividade primria

acompanhada por um decrscimo na diversidade de espcies e um domnio de algas

azuis indesejveis- cianobactrias);

diminuio do oxignio dissolvido, com predominncia das condies anaerbias,

morte de peixes , toxicidade aumentada devido amnia;

o ferro e mangans, encontram-se na forma solvel prejudicando o abastecimento

de gua. O fsforo, tambm se encontra solvel (FOY, 1992 ; TUNDISI et al., 1988);

desaparecimento do lago devido ao acmulo de material e vegetao no fundo

(ARAJO, 1996);


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Aparecimento de microalgas e cianobactrias com crescimento na superfcie da

gua, liberando toxinas mortais aos seres humanos (ESTEVES & BARBOSA, 1986;

RECKNAGEL et al., 1998).

De uma forma geral, classifica-se os estados trficos da gua como:

oligotrfico (lagos claros e baixa produtividade);

mesotrficos (lagos com produtividade intermediria);

eutrfico (lagos com elevada produtividade comparada ao nvel natural bsico).

Entende-se por produtividade de um corpo d' gua, a sua capacidade de

propiciar o desenvolvimento da vida (TOLEDO et al., 1984).

Na prtica a caracterizao do estado trfico quantificada atravs de variveis

que se relacionam diretamente com o processo de eutrofizao, em geral, clorofila "a",

transparncia das guas e as concentraes de nutrientes e oxignio dissolvido

(TOLEDO et al.,1984; HAYDE, 1997).

Na tabela 02 encontra-se uma classificao do estado trfico baseada numa

adaptao de VOLLENWEIDER & KEREKES (1981).

Tabela 02 - Relao entre nveis trficos e as caractersticas dos lagos.

Estado trfico

Materia Orgnica mg/m3

Fsforo total mg/m3

Clorofila mg/m3

Profundidade de Secchi

m Oligotrfico Baixo 8,0 4,2 9,9 Mesotrfico Mdio 26,7 16,1 4,2 Eutrfico Alto 84,4 42,6 2,45

Hipertrfico Muito Alto 750-1200 - 0,4-0,5

A eutrofizao surge gradativamente podendo ser acelerada por aes

antrpicas, o que leva quebra do equilbrio natural das cadeias trficas causando

alteraes nos ciclos qumicos dos ecossistemas lacustres, tal como a alterao do

oxignio na gua, devido espessa camada de algas que pode se formar na superfcie

desta (TOLEDO et al.,1984 ; TUNDISI et al.,1988).


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Nos ltimos anos, tem sido observado um agravamento do problema da

eutrofizao. Segundo VOLLENWEIDER & KEREKES (1981), 75% dos 800 lagos norte-

americanos pesquisados, encontravam-se afetados pelo processo.

Os audes do Semi-rido Brasileiro, cujo nmero tem aumentado

permanentemente, so limnologicamente vulnerveis a eutrofizao, apresentando

grandes variaes do nvel por causa da seca (DATSENKO et al., 2000).

Em lagos e reservatrios, o monitoramento do teor de clorofila

particularmente importante uma vez que o nvel de clorofila algal um indicador de

condies trficas e um indicador indireto de fertilizantes, pesticidas e herbicidas

(GOODIN et al., 1993).

CEBALLOS et al. (1998), avaliando a tipologia de 03 audes na Paraba, definiram a

qualidade utilizando 7 parmetros fsico-qumicos, sanitrios e biolgicos (pH, turbidez,

oxignio dissolvido, DBO5, nitrato, ortofosfato, e coliforme fecal). A utilizao de anlise de

componentes principais mostrou-se importante na escolha do conjunto de parmetros,

definindo as correlaes entre as variveis estudadas a fim de avaliar o nvel trfico de

guas superficiais em regies tropicais semi-ridas.

A partir dos anos sessenta os limnlogos, ao estudar essa questo nos lagos,

principalmente de zona temperada, criaram critrios indicadores de eutrofizao

(CARLSON, 1977; WALKER Jr.,1979). So critrios genricos que precisam ser

analisados vista das condies concretas de cada reservatrio: concentrao de

clorofila "a" (ou biomassa de fitoplancton), concentrao de nutrientes (principalmente

fsforo), profundidade do disco Secchi e diminuio gradativa da concentrao de

oxignio dissolvido no hipolmnio.

4.2.1.2. MODELO DO ESTADO TRFICO DE CARLSON MODIFICADO POR

TOLEDO

CARLSON (1977) definiu um ndice do estado trfico, usando uma

transformao linear da transparncia pelo disco de Secchi, que avalia a concentrao

de biomassa. Pela sua simplicidade e objetividade, esse ndice um dos mais utilizados

para a classificao de lagos. Alm da transparncia, o ndice pode ser expresso em


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funo das concentraes de fsforo e clorofila a, medidas em amostras coletadas

prximo superfcie da gua.

Os modelos utilizados eram baseados em dados obtidos em lagoas de clima

temperado. As diferenas existentes entre estas regies e pases como o Brasil, de

clima predominantemente tropical, podem alterar significativamente as respostas dos

organismos aquticos aos fatores que influem em suas atividades vitais.

TOLEDO et al. (1984) propuseram uma modificao nas expresses do ndice

do Estado Trfico (IET) de CARLSON (1977), incluindo ainda uma expresso para o

ortosfosfato solvel. As equaes obtidas de 1 a 4 exprimem o ndice do Estado Trfico

de Carlson modificado (IETM).

)]ln2

Traln0,64(6[*10 += (Tra)M

IET (equao 1)

]ln2

)PT

80,32ln(6[*10 =(PT)IETM (equao 2)

]2ln

)67,21ln(6[*10)( OFOFIETM = (equao 3)

)]2ln

""ln695,004,2(6[*10)""( aClaClIETM

= (equao 4)

onde:

PT = fsforo total;

OF = ortofosfato solvel;

Cl"a" = clorofila "a";

TRA = transparncia.

O IET de Carlson pode ser considerado como restritivo e conservador. A verso

modificada deste ndice tem se mostrada mais adequada para a determinao do

estado trfico em lagos de clima tropical, segundo TUNDISI et al. (1985), CALIJURI

(1988) e CEBALLOS (1995).


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4.2.1.3. CURVA PROBABILSTICA DE ESTADO TRFICO

Os modelos matemticos tm sido usados como instrumentos de gerenciamento

na avaliao do processo de eutrofizao de lagos e represas.

Utilizando-se o grfico de distribuio de probabilidade de nveis trficos,

adaptado por SALAS & MARTINO (1991) para lagos tropicais de guas quentes, pode-

se estimar o estado trfico. Esta metodologia foi usada na Lagoa Jacunm, no Esprito

Santo (Figura 01) chegando-se concluso que a mesma est fortemente eutrofizada,

no limite entre a eutrofia e a hipertrofia.

Figura 01: Distribuio probabilstica de estado trfico baseada em fsforo

total.

Fonte : VOLLENWEIDER & KEREKES (1981).


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Neste estudo, foram testados 5 (cinco) modelos simplificados para controle do

processo de eutrofizao na lagoa Jacunm em quatro campanhas de amostragens

avaliando o teor de fsforo (Tabela 03 e equaes de 5 a 9).

Tabela 03. Modelos Matemticos para determinao da Curva de

Probabilidade do Estado Trfico.

Equaes Matemticas Para Curva De Probabilidade Do Estado Trfico

(((( ))))ww T21TZPLP++++

==== /)(

(SALAS & MARTINO, 1991)

(equao 5)

(((( ))))93406760

w

8910p ZL2900P ,,, /, ==== (SALAS & MARTINO, 1991)) (equao 6)

(((( ))))3

TZPLP

43w

==== (SALAS & MARTINO, 1991)

(equao 7)

(((( ))))t1q LP s cr ++++==== (VOLLENWEIDER, 1976)

(equao 8)

++++

====

Z8240

LP5460.

.

(WALKER, 1977)

(equao 9)

Fonte:SILVA & MENDONA (2000).

onde:

P = P = concentrao de fsforo total no reservatrio (mg/l);

Pr = concentrao de fsforo total no reservatrio (mg P/m3);

L(P) = L = taxa de carga de fsforo total superficial (g m-2 .ano-1);

Lc = taxa de carga de fsforo total superficial (mg P/m2 . ano);

Tw = = t = tempo de deteno (ano);

qs = taxa de aplicao hidrulica = z/t (m/ano). Os erros esto apresentados na tabela

04;

Z = profundidade mdia.

A tabela 04 mostra os erros avaliados na comparao de valores de fsforo total

estimados das equaes 5 a 9.


19

Tabela 04: Erros percentuais das concentraes de fsforo total estimadas.

Campanhas Equao

(5)

E (%)

Equao

(6)

E (%)

Equao

(7)

E(%)

Equao

(8)

E (%)

Equao

(9)

E (%)

1 -31,6 -36,8 -31,6 -15,8 -15,8

2 0 -10,0 -10,0 30,0 30,0

3 11,8 -5,9 0 41,2 52,9

4 -5,9 -17,6 -11,8 23,5 23,5

Mdia 12,3 17,6 13,4 27,6 30,6

Fonte:SILVA & MENDONA (2000).

Os modelos de SALAS & MARTINO (1991), descritos pelas equaes (5), (6) e

(7), apresentaram melhores resultados mdios possivelmente devido taxa de perda

global de fsforo total (Ks), implcita nas equaes citadas, obtida por anlise de

regresso para lagos e reservatrios na Amrica Latina e Caribe.

Os modelos de VOLLENWEIDER (1976) e WALKER (1977) utilizados foram os

que apresentaram maiores erros mdios. Isto reafirma a necessidade de adaptao

dos modelos oriundos de lagos temperados ao serem aplicados em lagos de clima

tropical.

Por ter apresentado menor erro mdio, na forma de balano de massa (equao

5), o modelo de Salas e Martino foi usado na estimativa da carga mxima admissvel para

que a concentrao de fsforo resultante na lagoa esteja dentro de um valor inferior ao de

eutrofia.

Pode-se estimar a concentrao natural de fsforo total na lagoa, sem a

influncia antropognica, fazendo uso do ndice morfoedfico (MEI). O uso da relao

fsforo-MEI permite uma simples estimativa quantitativa da percentagem de carga de

fsforo afluente ao lago que pode ser controlada, tal que restaure o seu nvel trfico

natural (SILVA & MENDONA,2000).


20

O MEI a razo entre os slidos dissolvidos totais e a profundidade mdia de

um lago, e tem sido calculado tambm pelos valores de alcalinidade e condutividade.

Por exemplo, usando-se o parmetro condutividade, tem-se a seguinte expresso:

MEIcond = condutividade (S) / profundidade mdia (equao 10)

Segundo SILVA & MENDONA (2000), Vighi e Chiaudani, analisando lagos

localizados no hemisfrio norte, estabeleceram equaos de regresso envolvendo

concentraes mdias de fsforo total e ndices morfoedficos (MEI), na seguinte

forma:

[[[[ ]]]] CONDLogMEI270750PLog .. ++++==== (equao11) Onde:

r = 0,71 (coeficiente de correlao) onde a concentrao mdia de fsforo total dentro do lago, P, dada em g l-1.

4.2.1.4. MODELO SIMPLIFICADO DO ESTADO TRFICO

No estado de Pernambuco, na unidade de Planejamento GL-2, municpio de

Jaboato, a barragem Duas Unas, devido ao fato de estar localizada em uma rea

onde existem plantaes, principalmente de cana de acar vem sofrendo aporte de

nutrientes.

Os resultados dos estudos realizados por SANTOS & FLORNCIO (2001) para

esta rea apontaram para nveis trficos na barragem Duas Unas variando de

oligotrfico a mesotrfico. No desenvolvimento de seu trabalho, as pesquisadoras

aplicaram o modelo simplificado de estado trfico para o fsforo, desenvolvido em

1991 por SALAS & MARTINO. Os autores calcularam o Tempo de Deteno Hidrulica

Tw atravs da equao 12.

V acumulado

Tw =_____________________ (equao 12)

Q captada

onde, Tw = tempo de deteno hidrulica (ano);

V acumulado = volume de gua acumulado na barragem (m3);

Q captada = vazo captada da barragem pela COMPESA (m3/ano).


21

A profundidade mdia da barragem foi estimada utilizando-se a equao

desenvolvida por VON SPERLING (1999), que relaciona esta profundidade mxima da

barragem, e que tem sido usada na estimativa de vrios lagos e represas (equao

13).

Z med = 2,34 + 0,25 Z max (equao 13)

onde, Zmed = profundidade mdia da barragem;

Zmax = profundidade mxima da barragem.

O clculo do Coeficiente de Sedimentao do Fsforo (Ks) relaciona o Ks ao

Tempo de Deteno Hidrulica (Tw) (equao 14)

2

Ks = ________________ (equao14)

Tw onde, Ks = coeficiente de sedimentao (ano

-1);

Tw = tempo de deteno hidrulica (ano).

A estimativa da concentrao de fsforo total na barragem foi ento obtida

atravs da equao do balano de massa para o fsforo proposta por SALAS &

MARTINO (1991), que apresentaram nos estudos realizados pelos autores um

coeficiente de correlao de 0,915 (equao 15).

L(P) . TW3/4

PT = _________________________ (equao 15)

3. Z

onde, PT = concentrao de fsforo total (mg/l P);

L(P) = carga de fsforo afluente (g/m2 .ano);

Z = profundidade mdia (m);

Tw = tempo de deteno hidrulica.

A distribuio probabilstica do estado trfico utilizada foi baseada no fsforo

total em lagos e represas tropicais e proposta por VOLLENWEIDER & KEREKES (1981),

que permite obter a probabilidade da barragem apresentar um dos estados trficos,

podendo desta forma serem comparados estes percentuais em relao aos valores

observados pela anlises e estimado atravs do modelo na Figura 02 est

apresentada a relao entre L(P)/Z e Tw para barragem de Duas Unas.


TW (ano)

Figura 02 - Relao entre L(P)/Z e Tw observado para a Barragem Duas Unas

e as categorias trficas definidas qualitativamente por Salas e Martino.

Fonte: SALAS & MARTINO (1991).

De acordo com curva probabilstica, observa-se que para a menor concentrao

de fsforo, a probabilidade de a barragem apresentar estado mesotrfico muito

maior do que o estado eutrfico, en anto para concentrao de fsforo maior a

probabilidade de estado eutrfico

probabilidades de ocorrerem os diverso

levando-se em considerao as concent

atravs do modelo de SALAS & MARTIN

0,01

0,1

1

10

0,01 0,1 1.0 10

Seqncia1Seqncia2

(0,28;0,778)

Oligotrfico

M

L(P) / Z (g/m3 ano)

0,03 mg / L de P

0,07 mg / L de P

Eutrfico qu22

predominante. A Figura 03 mostra as

s estados trficos para a barragem Duas Unas,

raes de fsforo total obtidas analiticamente e

O (1991).


Figura 03 - Distribuio probabilstica de estado trfico no reservatrio Duas

Unas.

Fonte : VOLLENWEIDER & KER

Fsforo Total (mg P / m3

Distribuio probabilstica

oligotrfico

Ultra-oligotrfico

eutrfico

mesotrfico

hipereutrfico

-----------0,078 mg/L P

---------- 0,051 mg/L P EKES (1981) 23


24

4.2.2. AMBIENTE LTICOS

4.2.2.1.NDICE DE HORTON

Horton, pesquisador alemo, foi quem fez a primeira apresentao formal de um IQA em 1965, referindo-se aos ndices como ferramenta para a avaliao dos programas de reduo da poluio e para informao pblica (DERSIO, 1992).

De acordo com DERSIO (1992), a seleo das variveis a serem includas no

ndice de Horton, seguiram o seguinte critrio:

o nmero de variveis seria limitado, garantindo assim a praticidade;

as variveis seriam significativas em todo o pas;

as variveis deveriam refletir a disponibilidade dos dados.

O ndice de HORTON (1965) usa uma funo de agregao de soma linear.

Basicamente este ndice consiste em um somatrio ponderado de subndices, divididos

pelo somatrio dos pesos multiplicado por dois coeficientes que consideram, a

temperatura e a poluio evidente de um curso dgua.

Este ndice no leva em considerao as substncias txicas. Segundo DERSIO

(1992), a justificativa que em nenhuma circunstncia os cursos de gua deveriam

conter substncias que fossem prejudicais aos seres humanos, animais ou vida

aqutica.

Horton (apud OTT, 1978) props o primeiro ndice formal para qualidade de gua

selecionando 8 parmetros de qualidade (OD, pH, coliformes fecais, alcalinidade,

cloreto, condutividade, tratamento de esgoto,CCE-Carbono Cloriforme extrado) e

atribuiu a cada um deles um peso que variou de 1 a 4 (tabelas 05 e 06).

OTT (1978) props um modelo de uniformizao e agregao de dados em

indicadores ambientais, mas no levava em considerao a seleo das variveis para

compor o ndice. BOLLMANN & MARQUES (2000) fizeram uma modificao no modelo

de OTT (1978), estruturando os ndices em trs etapas bsicas:

escolha dos parmetros que comporo o ndice;


25

uniformizao das informaes atravs do clculo de subndices prprios

para cada varivel envolvida;

reunio das informaes para compor o ndice final.

A equao 16 usada para o clculo do IH:

n

Wi.li

i=1

I = M1.M2 (Equao 16)

n

Wi

i=1

onde:

I =1

Wi = peso de cada parmetro (i) que entra no clculo;

li = subndice do parmetro (i);

M1 = coeficiente que reflete a temperatura;

M1 = 1 se T < 34C;

M1 = 0,5 se T > 34C;

M2 = coeficiente que reflete a poluio aparente;

M2 = 1 se slidos sedimentveis < 0,1 ml/l;

M2 = 0,5 se slidos sedimentveis > 0,1 ml/l.

Tabela 05. Parmetros utilizados no clculo do IH.

Parmetro Peso

Oxignio dissolvido 4

Tratamento de esgoto 4

pH 4

Coliformes 2

Condutividade Especfica 1


26

Alcalinidade 1

Cloretos 1

CCE-Carbono cloriforme extrado 1

Fonte : DE LUCA (1998).

Tabela 06. Subndices de qualidade de gua de Horton.

Subndice Oxignio

dissolvido (%)

Coliformes

(nmp/100ml)

Carbono cloriforme extrado

(0,0001mg/ml)

100 >70 200

0 10 >250 >2500 Acid

Fonte : DE LUCA (1998).

4.2.2.2.ndice de qualidade de gua da National Sanitation Foundation (IQA-

NSF)

De acordo com DERSIO (1992), em 1970, Brown, McClelland, Deininger e

Tozer apresentaram um ndice de qualidade de gua bastante similar em sua

estrutura, ao ndice de Horton e o estudo foi financiado pela National Sanitation

Foundation.

Este ndice, IQA-NSF, combinou as opinies de 142 especialistas, baseado na

tcnica de Delphi da Rand Corporation, atravs das respostas a vrios questionrios,

tabuladas e retornadas a cada participante, para comparao de sua resposta com a

dos demais participantes a fim de se chegar a um consenso.


27

O resultado desta pesquisa foi a indicao das variveis de qualidade de gua

que deveriam entrar no clculo, o peso relativo das mesmas e a condio em que se

apresentava cada uma delas, de acordo com uma escala de valores. Inicialmente,

foram selecionadas 35 variveis indicadoras de qualidade da gua e destas, nove

foram selecionadas para compor o IQA-NSF. Para cada varivel foi estabelecida curvas

de variao da qualidade da gua, de acordo com o estado ou condies de cada

varivel.

A estrutura proposta originalmente por BROWN et al. (1970) resulta de uma

combinao linear com pesos dos subndices. A forma aditiva para clculo do IQA est

apresentada na equao 17.

n

IQA-NSF = Wili (equao 17)

i=1

onde:

IQA = um nmero entre 0 e 100;

Wi = peso relativo do i -simo parmetro;

li = valor do subndice relativo ao i -simo parmetro.

Apesar da forma aditiva ser muito utilizada, foi proposta tambm por

LANDWEHR & DEININGER (1976) uma forma multiplicativa (equao 18) para evitar

eventuais problemas de resultados mascarados, que ocorriam quando um subndice

apresentava valores extremamente baixos de qualidade de gua. Na forma

multiplicativa, os mesmos pesos tornam-se potncias dos subndices.

Neste caso, se qualquer dos subndices aproxima-se de zero, o ndice global

tambm se aproxima de zero.

n

IQA-NSF = li Wi (equao 18)

i=1


28

A CETESB (Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de

So Paulo) vem utilizando a tabela 07 de pesos e parmetros e a tabela 08 na

avaliao e classificao da qualidade gua.

Tabela 07 - Parmetros e Pesos para o Clculo do IQA-NSF.

Parmetros Peso

OD 0,17

Coliformes Fecais 0,15

PH 0,12

DBO5 0,10

Nitrognio 0,10

Fosfato total 0,10

Temperatura 0,10

Turbidez 0,08

Slidos Totais 0,08

Fonte: DE LUCA (1998).

Tabela 08 - Classificao da qualidade das guas.

Valor Qualificao Cor

80-100 tima Azul

52-79 Boa Verde

37-51 Aceitvel Amarela

20-36 Ruim Vermelha

0-19 Pssima Preta

Fonte : CETESB (1997).

4.2.2.3. NDICE DE TOXIDEZ (IT)

Este ndice complementa o IQA-NSF. Em geral os ndices no consideram a

existncia de substncias txicas. BROWN et al. (1970) recomendam a utilizao de

um ndice de toxidez, cujo valor 0 ou 1, indicando, respectivamente, a presena de


29

poluentes acima do seu limite mximo admissvel, ou a ausncia destes poluentes. O

valor de IT deve ser multiplicado pelo IQA, confirmando o seu valor (IT=1), ou

anulando o seu valor (IT=0).

Algumas substncias txicas, como metais pesados e pesticidas, apresentam

concentraes freqentemente limitadas espacial e temporalmente a determinadas

situaes, razo pela qual no podem ser includas em ndices mais amplos propostos

para reas com diferenas hidrolgicas, demogrficas ou geolgicas.

No IQA proposto pela NSF este problema contornado atravs de uma varivel

binria, o ndice de Toxidez (IT), que assume o valor zero, caso um dos elementos

txicos ultrapasse o limite permitido, ou o valor um (1) em caso contrrio. A nota final

de um ponto de amostragem ser o produto do IQA pelo IT. Em suma: IT=0, quando

pelo menos uma substncia txica ultrapassar os padres e IT=1, quando nenhuma

substncia txica ultrapassar os padres.

Os sete metais integrantes do IT so os seguintes: cdmio, chumbo, cobre,

mercrio, "cromo total", nquel e zinco (tabela 09). Os metais ferro e mangans

tambm so analisados, mas foram excludos do IT, devido sua baixa toxidade e as

particularidades geolgicas da regio, que apresentam naturalmente concentraes

mais elevadas que os padres existentes propostos para regies com caractersticas

diferentes.

Tabela 09. Padres adotados para o ndice de Toxidez (mg/l) segundo

resoluo nmero 20 do CONAMA.

Metais Pesados Padres Classes 1 e 2 Padres Classe 3 e 4

Cdmio 0,001 0,01

Chumbo 0,03 0,05

Cobre 0,02 0,5

Cromo Total* 0,1 0,1

Mercrio 0,0002 0,002

Nquel 0,025 0,025

Zinco 0,18 5,0

Fonte :CETESB (2002).


30

4.2.2.4.NDICE DE PRATI

Prati, Pavanello e Pesarin (apud OTT, 1978) propuseram em 1971 um ndice

para guas superficiais, tambm denominado ndice Implcito de Poluio de Prati,

baseado nos sistemas de classificao da qualidade da gua usado em vrios pases da

Europa e alguns estados dos EUA.

Os investigadores viam o ndice como uma possvel ferramenta para estabelecer

um inventrio comparativo da qualidade da gua em diversas regies ou pases.

Porm, no acreditavam que poderia ser utilizado para tomar decises quanto a

sistemas de tratamento de guas residurias.

O sistema de classificao envolveu 13 parmetros e classifica a qualidade da

gua considerando cinco categorias, tendo sido designado para cada categoria limites

de variao dos parmetros. Para cada parmetro foi determinado um subndice

utilizando equaes matemticas, consistentes com a classificao atravs dos limites

da variao, baseadas em critrios pessoais quanto severidade dos efeitos da

poluio.

Foram utilizadas equaes lineares para os parmetros: DBO5, DQO e

mangans; funes no lineares para: slidos em suspenso, amnia, nitrato e ferro;

e para os demais parmetros foram utilizadas uma srie de outras equaes definidas

em funo de diferentes limites de variao de cada parmetro, resultando em

equaes no lineares segmentadas (tabela 10). O ndice calculado como a mdia

aritmtica dos 13 subndices (equao 19). um ndice crescente que varia de 0 a 14,

quanto maior for o seu valor , pior a poluio.

1 13

I = li (equao 19)

3 i=1

Tabela 10. Parmetros e Pesos utilizados no ndice de Prati.

Parmetros Peso

OD 1

DQO 1

PH 1

DBO5 1

Ao 1

Mangans 1


31

Amnia 1

Nitrato 1

Cloretos 1

Surfactantes 1

Slidos Suspensos 1

Ferro 1

Fonte: OTT (1978).

4.2.2.5.NDICE DE DINIUS

DINIUS (apud OTT, 1978) props o desenvolvimento de um sistema rudimentar

de contabilidade social que mediria os custos e impactos das medidas de controle de

poluio. Considerava que um sistema de contabilidade social facilitaria a divulgao

de informaes de dados de qualidade ambiental ao pblico e administradores, e

permitiria que dinheiro e tempo fossem gastos mais efetivamente no controle da

poluio.

O ndice inclui 11 parmetros e baseado no somatrio ponderado dos

subndices, determinados atravs de funes matemticas, sendo que cada um deles

foi desenvolvido a partir de pesquisa na literatura cientfica. Dinius elaborou 11

equaes para os subndices, baseadas em estudos realizados por vrios especialistas

(Tabela 11). Os pesos tambm foram baseados em estudos da importncia de cada

parmetro poluente. Considerava que usos especficos da gua poderiam ser

adaptados atravs da interpretao do valor do ndice para cada uso da gua.

Tabela 11- Parmetros e Pesos do ndice de Dinnius.

Parmetros Equao Peso

OD % I =X Wi= 5

DQO5 (mg/l) I =107X-0,642 Wi= 2

Coliformes totais (nmp/100ml) I =100X-0,30 Wi= 3

Condutividade Especfica

(25C- mho/cm)

I = 535 X -0.3565 Wi = 1

Cloretos (*mg/l) I = 125,8X -0,207 Wi = 0,5

Dureza (CaCO3 , ppm) I = 101,974 - 0,00132X Wi =1

Alcalinidade (CaCO3 , ppm) I = 108X -0,178 Wi =0 ,5

I =100.2335X+0,44 X < 6,7 Wi = 1


32

pH (unidades) I = 100 7 < X < 7,58

I = 104,22X-0,293 >7,58

Wi =1

Wi =1

Temperatura (C) I = -4 (Xa - Xb) + 112 Wi =2

Cor (unidades) I =128X -0,288 Wi =1

Coliforme fecal (nmp/100ml) I = 100 (5X)-0,30 Wi =4

Fonte: OTT (1978).

Este ndice obedece a uma escala que varia de 0 a 100% representada por

funes matemticas explcitas. A distribuio dos pesos referente a uma escala

bsica de importncia denotada por: muito pequena (1), pequena (2) mdia (3),

grande (4), importncia muito grande (19) tendo como somatrio de pesos 21.

O Clculo do ndice de Dinius realizado segundo equao 20.

1 Ii

I = Wi Ii (equao 20)

21 i=1

4.2.2.6. NDICE DE SMITH

SMITH (1987) props um ndice geral para uso especfico de qualidade de gua,

cuja elaborao baseou-se na metodologia Delphi, seguindo uma forma no

ponderada, pois considera igualdade de importncia entre os parmetros que entra no

clculo do IQA. Estes ndices foram relacionados com a legislao da Nova Zelndia,

viabilizando sua maior aceitabilidade. Trata-se de um ndice composto de dois ou mais

subndices, em escala decrescente.

Por este mtodo o valor final do IQA equivalente ao menor valor entre dois

subndices. SMITH (1987) afirma a adequabilidade do uso da gua governada por

suas caractersticas mais pobres e no pelo conjunto de variveis.

A equao do IS a seguinte (equao 21):

IS = min( I1...,I2,....,Ii,.In) (equao 21)

Onde :

IS = valor do ndice;


33

li= valor do subndice.

Os parmetros a serem utilizados no clculo do IS so os mesmo utilizados no

clculo do IQA-NSF. A tabela 12 apresenta as classes utilizadas para avaliao da

qualidade da gua.

Tabela 12. Classes utilizadas no IS.

Valor do menor ndice Descrio da qualidade

0


34

da respectiva bacia drenante, sendo responsvel pelos gradientes de salinidade que

condicionam os tipos de circulao tipicamente de esturios.

As variaes na quantidade total de sal no so apenas dependentes da taxa de variao

das vazes da gua doce afluentes. Nos esturios tende a se estabelecer um equilbrio

dinmico, quase estacionrio e que resulta das interaes entre as vazes fluviais e do

rio para o esturio e a presso para montante da gua salgada.

JAY et al. (1998) partindo da distino entre a presena ou ausncia de gua

salina e que com base nas caractersticas morfolgicas, associado a cada esturio,

estuda os processos hidrodinmicos de transporte dominantes em cada caso.

Os esturios tm uma importncia especial, pois funcionam como plos de

atrao da atividade humana. A ocupao populacional no entorno dos esturios em

geral intensa, ocasionando significativas alteraes morfolgicas e diversas formas de

poluio, que transportada atravs do seu campo de velocidade e de suas

caractersticas de turbulncia e representa um risco potencial sade pblica e ao

equilbrio do meio ambiente aqutico.

Um esturio uma interface complexa de corpos de gua distintos, onde ocorre a

transio entre um sistema eminentemente fluvial e um sistema puramente marinho.

Segundo WARD & MONTAGUE(1996) e FAIRBRIDGE (1980) o esturio deve

compreender:

corpo de gua costeiro;

semifechado;

ligao direta com o mar;

afluxo de gua do mar;

afluxo de gua doce ;


35

escala de tamanho variando de pequena a intermediria.

O esturio governado por processos hidrogrficos com origens tanto fluvial

quanto marinha, e est sujeito a processos eminentemente caractersticos de

ambientes estuarinos, decorrentes das interaes entre componentes de origens fluvial

e marinha, bem como de sua morfologia semi-fechada.

H, usualmente, uma clara distino com respeito a morfologia e habitats

medida que se distancia do mar em direo aos trechos superiores de rio, com

variao de profundidade, salinidade e aerao.

As principais caractersticas hidrogrficas de um esturio so: (1) morfologia e

batimetria; (2) hidrologia; (3) mars; (4) meteorologia; (5) correntes de densidade.

A anlise espacial aplicando tcnicas de sensoriamento remoto sobre qualidade

d'gua vem sendo desenvolvida por diversos autores, podendo-se citar, entre eles,

KLEMAS et al (1975); KHORRAM & CHESHIRE (1983); KHORRAM, (1985); BRAGA

(1989a, 1989b), BRAGA (1988), MAYR, (1998), NOVO (1988), incluindo anlise

estatstica, estudos hidrolgicos, geoprocessamento, correlao espacial, e anlises de

regresso. Alguns estudiosos demonstraram que atravs de imagens de satlites

possvel prev a capacidade de distribuio de slidos suspensos, turbidez, salinidade e

clorofila "a" (KHORRAM & CHESHIRE, 1983; CHESHIRE et al., 1985) em guas turvas.

Isto depende principalmente de trs fatos: Primeiro da amostragem espacial, depois os

dados coletados como um todo e terceiro tematicamente consistente, desde que a

mesma instrumentao usada para extrair informaes relevantes de todas as reas

do esturio (BABAN, 1997).

Na regio do espectro tico, esses valores resultam das propriedades ticas da

gua do mar e tambm das propriedades ticas de seus eventuais constituintes,

substncias dissolvidas e particulares, presentes em quantidades variveis (BRAGA,

1989a).

No esturio outras substncias como xido de ferro, pigmentos orgnicos

dissolvidos, pigmentos algais (carotenoides) tambm absorvem no azul e verde, que

resulta em mascarar a resposta neste comprimento de onda.


36

Fitoplncton no qual a clorofila encontrado tem outros pigmentos que combinam

com outros fatores para produzir reflectncia espectral na gua (CHESHIRE et al.,

1985; STUMPF & TAYLER, 1988).

BARBAN (1997) estudou a distribuio de indicadores chaves envolvendo o

esturio inteiro considerando que estes indicadores ambientais sempre variam

rapidamente, ambos espacial e temporal. Os organismos neste ambiente devem ser

capazes de sobreviverem a essas flutuaes. Um estudo destas flutuaes requer uma

instantnea cobertura em vrias condies de mar.

Para estudar o habitat dos organismos do esturio e sua fisiologia depende dos

seguintes indicadores:

(i) Temperatura- importante pr causa do aumento das reaes biolgicas e qumicas

com a Temperatura (BARRETT & CURTIS, 1992);

(ii) Salinidade tem um grande impacto no crescimento e distribuio do fitplncton

tanto quanto na migrao da populao de peixes e camares (Lo, 1986);

(iii) Slidos suspensos e turbidez so importantes por duas razes: Primeiro, a

concentrao de slidos suspensos e o nvel de turbidez indicam a quantidade de luz

que pode penetrar na gua, e segundo, indicam a quantidade de material no

dissolvido que transportado em suspenso pela gua e pode eventualmente

sedimentar no esturio (SABRI, 1977, CHESHIRE et al., 1985)). Slidos suspensos

tm sido identificados como sendo influenciado por salinidade (CHESHIRE et al.,

1985). Segundo HASSAN (1988) os maiores valores de salinidade esto nos extremos

dos esturios, sendo este comportamento similar a turbidez e slidos suspensos;

(iv) alto teor de clorofila um bom indicador para atividade biolgica e deve ser

atribudo a fontes de esgotos sanitrios domsticos e industriais e baixa concentrao

deve ser atribuda a substncias txicas de fontes industriais. Segundo BABAN (1997)

a Clorofila a em Breydon apresentou resultados variveis. Isto pode ser devido a dois

fatores. Primeiro, clorofila "a" e sedimentos inorgnicos no so separados, e depois

os sedimentos suspensos devido que dominam a reflectncia total comporta-se como

uma banda do espectro da luz (KLEMAS et al., 1980).


37

BRAGA (1988) desenvolveu um trabalho, na regio da baa de Guanabara e

suas adjacncias, com o objetivo de identificar os parmetros de qualidade da gua

responsveis pelo comportamento espectral de imagens do satlite Landsat-TM. Em

dois dias de passagem do satlite sobre a rea de estudo, foram medidos a

temperatura, a salinidade, a profundidade Secchi, o total de slidos em suspenso e os

teores de ferro e mangans no total de slidos em suspenso.

BENTANCURT (1981) relacionou vrios parmetros de qualidade da gua com

imagens Landsat, utilizando uma abordagem emprica. Empregaram-se anlises de

regresso linear e no-linear, comparando-se os dados originais com os processados

atravs da correlao e do erro mdio das estimativas.

Com o objetivo de promover uma viso holstica da baa de Guanabara, MAYR

(1998) estudou o comportamento das principais sub-bacias hidrogrficas da baa da

Guanabara e os resultados so confrontados com a qualidade das guas da baa obtida

a partir de estudos de parmetros hidrobiolgicos determinados por MAYR (1989).

Ficou constatado que muitos dos parmetros, como a temperatura, no podem

ser analisados isoladamente por sofrerem influncia permanente de fatores como

correntes martimas, taxa de lanamento de esgotos, entre outros. A transparncia

relaciona-se com o desenvolvimento de algas e com slidos em suspenso. O

desenvolvimento das algas e a formao de slidos em suspenso dependem do pH do

meio, da salinidade e da DBO. A salinidade sofre interferncia da presena de seres

vivos, poluentes, nutrientes, atividade fotossinttica, pH, teor de OD, entre outros.

A classificao ambiental de um esturio poder ser inferida finalmente pela

anlise dos resultados das classificaes decorrentes de cada critrio, tendo presente

o tipo morfodinmico e de estrutura salina presente, de acordo com o exposto em

seguida.

4.2.3.2. CRITRIO DE QUALIDADE DE GUA BASEADO EM INDICADORES DE

QUALIDADE ESTTICA

O critrio de qualidade esttica de esturios baseia-se na freqncia com que

so visveis quaisquer substncias causadoras de aspecto desagradvel. Na tabela

13 esto indicadas as qualidades das guas.


38

Tabela 13. Classes de qualidade com base nos indicadores da qualidade

esttica.

Indicadores Boa

I

Aceitvel

II

M

III

leos minerais

0,5% das

observaes detec-

tam visualmente

filme oleoso

Espuma

agentes

tensoativos

0,5% das obser-

vaes detectam

visualmente espu-

umas persistentes

Alcatres

< 5% das observaes

detectam a presena

visual

Fonte: SILVA (2000).

4.2.3.3.CRITRIO DE QUALIDADE DE GUA BASEADO EM INDICADORES DE

POLUIO ORGNICA E BACTERIOLGICA

Na tabela 14 apresenta-se uma classificao baseada em critrios sanitrios

cuja concentrao dos indicadores da presena de patognicos e a seleo dos

mesmos no isenta de controvrsia j que as concentraes selecionadas no tm

como suporte estudos estatsticos ou epidemiolgicos.


39

Tabela 14. Classes de qualidades com base nos indicadores de poluio orgnica e bacteriolgica.

Boa

I

Aceitvel

II

M

III

Coliforme Totais

(NMP/100 ml)

1000 em 5%

das amostras

Coliformes fecais

2000 em 5% das

amostras

Fonte: SILVA (2000).

4.2.3.4.CRITRIO DE QUALIDADE DE GUA BASEADO NO ESTADO TRFICO

Na tabela 15 apresenta-se uma proposta de classificao baseada em 3

parmetros (UN-ESC, 1992; CARDOSO,1993). Nos aspectos relacionados com o estado

trfico, a ligao com as caractersticas morfodinmicas e com os valores dos

parmetros temporais de cada esturio reveste-se de interesse particular para revelar

o significado dos valores das concentraes de Nitrognio, fsforo e de clorofila

presentes.

Tabela 15. Classes de qualidade com base no estado trfico.

Parmetros Oligotrficas-I

Mesotrficas-II

Eutrficas- III

N-Total

(g N / l)

800

( valor mdio anual)

P-Total

(g N / l)

125

(valor mdio anual)

Clorofila

(mg/l)


40

Os diversos usos que a gua pode ter so um dos fatores mais significativos no

desenvolvimento de IQAs. Portanto, alguns ndices foram desenvolvidos para usos

especficos, pois o nvel de qualidade da gua requerido varia consideravelmente em

funo do uso previsto: altos valores de um determinado parmetro podem ser

indispensveis para um determinado uso e ter somente uma importncia marginal

para outro. Cinco ndices so citados nesta categoria: OConnor, Deininger, Walski,

Stoner e Nemerow.

4.3.1.NDICE DE OCONNOR

OCONNOR (apud OTT, 1978) desenvolveu em 1972 dois IQAs de uso

especfico, e comparou a performance destes com a do ndice geral IQA-NS,

objetivando obter respostas sobre a real necessidade de desenvolvimento de IQAs

para cada uso da gua e qual o nvel de falhas de um ndice geral quando aplicado

para um uso de gua especfico.

Os dois ndices de OConnor, um considerando a sustentao da vida selvagem

e peixes (FAWL) e outro para abastecimento pblico (PWS) aps o tratamento

necessrio, foram desenvolvidos de forma similar ao ndice IQA-NSF, utilizando o

mtodo DELPHI de pesquisa de opinio. A aplicao do mtodo DELPHI foi mais

interativa pois consistiu em entrevistas diretas do pesquisador com oito especialistas

em qualidade de gua, distribudos em vrias partes dos Estados Unidos.

O processo final resultou na seleo de 9 parmetros para o ndice FAWL e 13

para o PWS, com os respectivos pesos atribudos. Os ndices de OConnor so

calculados utilizando uma forma de agregao aditiva ponderada dos subndices. Como

resultado final de seu estudo OConnor aplicou os seus dois ndices e o ndice IQA-NSF

para cinco sries de dados e comparou os resultados. Constatou que cada um dos

ndices de uso especfico mantinha uma melhor correlao com o ndice de uso geral

do que entre si, mostrando, desta forma, a importncia de considerar o conceito do

uso da gua no desenvolvimento de um ndice.

OConnor concluiu que a alta correlao de ambos os ndices de uso especifico

com o IQA-NSF, sugeria a possibilidade do ndice de uso geral ser descrito como uma

combinao linear dos ndices FAWL e PWS. Ou seja, um ndice de uso geral como o


41

IQA-NSF poderia ser considerado como uma mdia ponderada de diversos ndices de

uso especfico (tabela 16 e equao 22).

Tabela 16. Sub ndices de qualidade de O'connor.

Parmetros Peso

OD 0,206

PH 0,142

Nitratos 0,074

Fosfatos 0,064

Temperatura 0,158

Turbidez 0,088

SLIDOS DISSOLVIDOS 0,074 Fenis 0,099

Amnia 0,084

Fonte: OTT (1978).

9

I O'connor = Wili (equao 22) i=1

=0 se alguma substncia txica ultrapassa os limites recomendados pela legislao local;

=1 caso contrrio.

4.3.2.NDICE DE DEININGER E LANDWEHR

DEININGER (apud OTT, 1978) props um ndice de uso especfico para

abastecimento pblico. Desenvolvido com a utilizao de dados de pesquisa de

opinio, atravs de questionrio enviado para 12 dos 142 especialistas participantes da

pesquisa de opinio feita para elaborao do ndice IQA-NSF.

De um modo geral, a metodologia utilizada foi bastante similar a utilizada por

BROWN et al. (1970) no desenvolvimento do IQA-NSF. Para selecionar os parmetros,

usou-se o seguinte critrio: se 75% dos especialistas votassem pela incluso, o

parmetro seria includo na formulao do ndice. No total 14 parmetros satisfizeram

este critrio, recebendo notas de 0 a 100 sendo 7 variveis comuns as do IQA-NSF

(OD, Coliformes Fecais, pH, DBO5, Nitratos, Temperatura e Turbidez) e calculados

considerando duas funes de agregao: aditiva e geomtrica (equao 23).


42

Foram comparados os resultados obtidos, nos ndices desenvolvidos utilizando

o ndice IQA-NSF e verificou-se que, apesar de conceitos diferentes quanto a forma dos

ndices, os valores resultantes mostraram-se bastante semelhantes. Concluram,

ento, que o desenvolvimento de ndices de uso especfico no parecia orientar de

forma diferenciada sobre a qualidade da gua do que j faziam os ndices de uso geral.

DEININGER props um procedimento especial para pesticidas e metais pesados,

zerando o ndice quando qualquer um deles ultrapassar os limites de segurana

recomendados.

11 1/11

I Deninger Landwers = Wili (equao 23)

i=1

4.3.3.NDICE DE WALSKI E PARKER

WALSKI e PARKER publicaram em 1974 um ndice de uso especfico (apud OTT,

1978), para determinao da qualidade da gua para uso recreacional. Pois achavam

que a maioria das pessoas estava apta a julgar a qualidade da gua para este uso.

Foram selecionados 12 parmetros com base na avaliao dos investigadores

de 65 parmetros mensurveis. Tentou-se reduzir ao mximo a quantidade de

parmetros e fez-se determinao rpida, comunicando ao pblico a qualidade da gua

em tempo real. Os 12 parmetros selecionados foram divididos em 4 categorias

(1) Aquelas que afetam a vida aqutica (OD, pH, temperatura, etc.);

(2) Aquelas que afetam a sade (Coliformes Fecais, etc.);

(3) Aquelas que afetam o tato e odor (nmero de odor);

(4) Aquelas que afetam a aparncia da gua (turbidez, graxas e leos).

Os subndices so determinados por funes explicitas no linear e segmentos

no lineares. Considerou-se como temperatura de equilbrio 20 C, valor obtido

conforme a resoluo da American Freshwater Fish, onde os valores das variveis

poluentes so indicados: I=0,01 (intolervel), I=0,1 (pobre), I=0,9 (boa), I=1

(qualidade de gua perfeita). Walski e Parker escolheram a mdia geomtrica como

mais precisa, rejeitando a mdia aritmtica.


43

Os subndices so determinados por funes no lineares explcitas e no

lineares segmentadas. Com exceo dos parmetros unimodais, pH e temperatura,

todos os outros so representados por funes exponenciais negativas. O pH e

temperatura so representados por funes parablicas.

Foram calculados dois subndices: um para temperatura atual e outro para

temperatura de equilbrio. A equao 24 foi utilizada para os clculos.

12 1/12

I Walski and Parker = Wili (equao 24)

i=1

4.3.4.NDICE DE STONER

Segundo OTT (1978), o ndice de Stoner interessante, pois mostra que a

complexidade de um ndice aumenta quando utilizado para refletir diferentes usos da

gua.

Por este ndice ter aplicao para dois (2) usos da gua, ele deve ser adaptado em relao a dois tipos diferentes gerais de variveis cujos limites encontram-se na Figura 04:

Tipo I = variveis normalmente consideradas txicas;

Tipo II = variveis que afetam a sade ou caractersticas estticas da gua.

As variveis Tipo I assumem valor 0 (zero) se no ultrapassarem os limites

recomendados e assumem valor -100 caso contrrio, estando esses valores

obedecendo aos publicados pela Academia de Cincia Nacional dos EUA.

+100

+50

1 2 3 4 Limite recomendado

0

-50

Varivel poluente


44

-100

Figura 04- Limites recomendados por Stoner.

As variveis tipo II so representadas por expresses matemticas explcitas.

Este ndice segue uma escala decrescente de 0 a 100, onde I =100 representa a

melhor qualidade possvel, tendo sido utilizado no Texas e Florida (EUA).

Stoner (apud, OTT 1978) props um ndice de uso especfico que poderia

acomodar dois usos da gua, abastecimento pblico e irrigao, alterando apenas as

equaes dos subndices e variando os pesos atribudos a cada parmetro.

Apesar de Stoner ter aplicado o ndice para dois usos especficos, ele

considerava que poderia ser adaptado a outros. Os parmetros utilizados foram

divididos em dois grupos: tipo 1 aqueles normalmente considerados txicos e tipo 2

aqueles que afetam a sade e as caractersticas estticas. Para a verso de

abastecimento pblico foram utilizados 26 parmetros tipo 1 e 13 tipo 2, e para a

verso de irrigao 5 parmetros tipo 1 e 16 tipo 2.

Os subndices para os parmetros tipo 2 so representados por funes

matemticas lineares, parablicas ou a combinao das duas. Todas as equaes

foram baseadas nos limites recomendados para qualidade de gua (Tabela17 e

equao 25).

A agregao final dos subndices resulta de uma combinao linear em pesos

para os parmetros tipo 1 e ponderada para os de tipo 2.

Tabela 17 -Equaes e Pesos de qualidade por Stoner para abastecimento

pblico.

Parmetros EQUAO Pesos

Amnia Nitrogenada

(mg/l)

I = 100-200X 0,134

Nitrito

Nitrogenado(mg/l)

I = 100-100X2 0,134

Coliformes fecais I = 100-0,000025 X2 0,134


45

(nmp/100ml)

pH (unidades) I = -1125 + 350 X - 25 X2 0,089

Fluoretos (mg/l) I = 98,8+ 24,7X-123X2 0,089

Cloretos (mg/l) I = 100-0,4X 0,067

Sulfatos (mg/l) I = 100-0,4X 0,067

Fenis (g/l) I = 100-100X 0,053

ABS I = 100-200X 0,053

Cobre (mg/l) I = 100-100X2 0,045

Ao (mg/l) I = 100-333X 0,045

Zinco(mg/l) I = 100-20X 0,045

Cor (unidades) I = 100-0,0178X 0,045

Fonte: OTT (1978).

n m

I = Ti Wi Ij (equao 25)

i=1 j=1

4.3.5.NDICE DE NEMEROW E SUMITOMO

Nemerow e Sumitomo (apud OTT, 1978) propuseram um ndice de qualidade,

composto por trs ndices de uso especfico, assim denominados: uso para contato

humano direto: beber e nadar; uso para contato indireto: pesca, agricultura e

processamento de alimento; uso para contato remoto: navegao, refrigerao

industrial e algumas atividades de recreao.

Cada ndice de uso especfico inclui parmetros representados por funes de

subndice lineares ou lineares segmentadas.

Para que o ndice no apresente um valor que no reflita a realidade, os

subndices foram agregados de uma nica maneira. Para cada ndice de uso especfico,

o maior subndice combinado com a mdia aritmtica dos n, subndices. Com esta

aproximao, cada subndice de uso especfico reflete tanto uma medida extrema

como uma mdia dos subndices.


46

Foi recomendada pelos pesquisadores a utilizao de 14 parmetros: OD,

Coliforme fecal, pH, Nitrognio Total, Alcalinidade, Temperatura, Turbidez, Slidos

Dissolvidos, Slidos em Suspenso, Cor, Dureza, Cloretos, Sulfatos e Metais (Ferro e

Mangans).

O ndice de qualidade geral proposto obtido atravs do somatrio ponderado

dos trs ndices de uso especifico. Este ndice foi aplicado em vrios pontos do estado

de Nova York, calculando tanto os 3 ndices de uso especfico quanto o ndice de

qualidade geral. Segundo OTT (1978), ndices de uso especfico como este mostram

uma incrvel tendncia de tornarem-se complexos quando se quer mostrar mais

realismo.


47

4.3.6.NDICES DE PLANEJAMENTO

Os ndices de planejamento foram propostos especificamente para serem

usados pelos tomadores de deciso. Ao contrrio dos ndices de uso geral e ndices de

uso especifico, descritos anteriormente, foram concebidos para auxiliar o usurio a

tomar decises especficas ou a resolver problemas especficos, eles no representam

a qualidade do ambiente aqutico ou suas condies correlatas.

Os ndices de planejamento normalmente incorporam variveis diferentes das

que so rotineiramente medidas pelos programas de monitoramento da qualidade da

gua. Vrios ndices de planejamento foram propostos, dos quais 3 sero citados neste

trabalho: Mitre,Inhaber e Zoeteman.

4.3.6.1.NDICES MITRE (PDI, NPPI E PAI)

A MITRE Corporation e a EPA - Evironmental Protection Agency desenvolveram

conjuntamente trs ndices com dois propsitos principais: indicar as reas onde aes

preventivas ou corretivas so prioritariamente necessrias e promover subsdios para o

monitoramento das mudanas de qualidade da gua ao longo do tempo, avaliando

especialmente as aes de controle.

O primeiro ndice, PDI Prevalence Duration Intensity Index, indica o status da

qualidade da gua em uma determinada rea, considerando prevalncia, durao e

intensidade da poluio.

O valor do ndice PDI para uma rea de planejamento representado pelo

produto das medidas de prevalncia, durao e intensidade, dividido pela extenso do

rio na rea em estudo.

O segundo ndice, NPPI National Planning Priority Index, foi desenvolvido com

o intuito de auxiliar o governo a estabelecer prioridades para aplicao de recursos. Os

parmetros selecionados para o clculo do NPPI foram: populao da rea; populao

da rea a jusante, afetada indiretamente pela poluio; investimentos; condies


48

tcnicas e econmicas de controle da poluio; nvel de planejamento requerido;

diferena entre o nvel de planejamento requerido e o existente; ndice PDI; custo de

planejamento per capita.

O terceiro ndice, PAI Priority Action Index, teve sua necessidade reconhecida

tanto pela EPA quanto pelo CEQ, para estabelecer um critrio quantitativo e guiar

esforos nacionais para reduzir a poluio das guas, estabelecendo prioridades de

ao.

o mais simples dos trs ndices, com formulao semelhante ao NPPI e inclui

quatro dos parmetros selecionados pelo NPPI: populao da rea; populao da rea

a jusante, afetada indiretamente pela poluio; condies tcnicas e econmicas de

controle da poluio; ndice PDI.

Como podem ser observados, alguns dados utilizados para elaborao destes

ndices baseiam-se mais em estimativas feitas por tcnicos especializados do que em

medidas fsicas, qumicas ou econmicas.

4.3.6.2.NDICE DE INHABER

Segundo OTT (1978), em 1974 foi sugerido por Herbert Inhaber um ndice de

Qualidade Ambiental (EQI) para o Canad, que inclua trs ndices: qualidade do ar,

qualidade da gua e qualidade do solo.

O ndice de qualidade da gua combina dois subndices: qualidade da gua no

ambiente e fontes de poluio. O de qualidade da gua no ambiente composto por

sua vez por trs subndices: o 1_ indica a presena de metais e dureza, o 2_

determina turbidez e o 3_ indica o peso e a presena de mercrio nos peixes

capturados comercialmente. O subndice das fontes de poluio combina cinco tipos:

esgotos municipais, refinarias de petrleo, processamento de peixe e indstrias de

papel.

4.3.6.3.NDICE DE ZOETEMAN

Segundo OTT (1978), o ndice de planejamento desenvolvido por Zoeteman na

Alemanha em 1973, denominado Pollution Potencial Index (PPI), no baseado em


49

parmetros de qualidade de gua e sim, em fatores indiretos, assumidos como sendo

responsveis pela poluio.

O PPI foi aplicado por Zoeteman em mais de 160 rios em diversos pases.

Correlacionando a rea de drenagem com a vazo ele classificou os rios em trs grupos

em termos do potencial de poluio: levemente poludo, moderadamente poludo e

fortemente poludo. Zoeteman considerava o ndice como uma ferramenta para prever

problemas futuros de poluio das guas. Porm, OTT (1978) considera que o PPI

muito aproximado e no leva em considerao, por exemplo, o impacto das aes para

reduo dos nveis de poluio.

5. NDICES BIOLGICOS

5.1. GENERALIDADES

O processo de eutrofizao pode ser estimado tanto por uso de indicadores

qumicos como atravs de indicadores biolgicos. As anlises qumicas, apesar de

serem mais precisas, apresentam um custo mais elevado. O uso de organismos

indicadores pode ser considerado como uma alternativa em contraposio ao uso de

monitoramento fsico-qumico, com a inteno de identificar a integridade das

populaes envolvidas.

A sensibilidade de organismos aquticos especialmente algas e macro

invertebrados tm sido usados para avaliao de eutrofizao (WHITTON &

KELLY,1995; WHITTON, et al., 1991).Uma reviso sobre ndices biolgicos de trofia foi

publicada por VON SPERLING (1994).

Segundo a USEPA (1991), biocritrios so respostas que integram efeitos de

mltiplos poluentes ou elementos alteradores do equilbrio das populaes.

A aplicao de ndices biolgicos como ferramenta de monitoramento j usada

a algum tempo. Dependendo da base terica, ndices de diversidade, biticos e

similares tm sido desenvolvidos (BARBOUR et al., 1995).


50

Estudos anteriores mostraram que a aplicao de ndices ecolgicos depende de

parmetros geogrficos (especialmente latitude) e a escolha do organismo indicador

(WHITTON & KELLY, 1995).

DANILOV & EKELUND (1990) estudaram o emprego de 07 ndices de

diversidade e um de similaridade de acordo com a classificao de WASHINGTON

(1984), em lagos de diferentes estados trficos.

Mesmo assim o uso de indicadores biolgicos tende a ser valorizado, mas seu

uso requer que se tenha estrutura da populao como um todo. Seu uso requer que se

tenham condies de descrever a biota envolvida, bem como detectar e interpretar

diferenas entre o que se espera que exista ou ocorra e o que observado.

Alguns problemas devem ser equacionados:

seleo dos pontos de amostragens - a distribuio dos organismos aquticos

pode apresentar variabilidade espacial importante e os melhores resultados so

obtidos atravs da descrio estatstica dos dados;

seleo de indicadores - a seleo das mtricas e dos indicadores mais

significativos para determinar as alteraes deve ser feita criteriosamente;

identificao dos padres referenciais - a escolha desta referncia envolve

problemas ainda controvertidos pois mesmo que esta possa ser determinada, ela

possui padres biolgicos prprios e diversos de outros locais. Para minimizar estes

problemas, a adoo de regies ecologicamente semelhantes procura delimitar reas

onde a variabilidade das condies se situe dentro de uma faixa de variao esperada,

servindo como referncia o melhor resultado observado dentro da ecorregio.

KARYDIS & TSIRTISIS (1999) estudaram a eficincia de 12 ndices ecolgicos

que expressavam a diversidade das espcies, abundncia, biomassa, etc, para avaliar

os nveis trficos do meio ambiente marinho.


51

Sete ndices de diversidade foram selecionados para este estudo. So eles:

Hulbert, Margalef, Menhinick, Shannon, Simpson, McNaughton e nmero de espcies.

Apenas um ndice de similaridade foi usado.

5.2. NMERO DE ESPCIES (S)

uma simples contagem do nmero de espcies em uma amostra.

5.3. NMERO TOTAL DE INDIVDUOS (N)

N o nmero de indivduos em uma comunidade. Este nmero deve ser maior

no stio de referncia e menor no stio impactado uma medida robusta da diversidade

das espcies. No trabalho de KARYDIS & TSIRTISIS (1996) foi medida a biomassa

planctnica, ou seja, o nmero de clulas planctnicas pr litro (nmero de clulas/l).

5.4. NDICE DE MARGALEF (D) (1981)

D uma medida da quantidade de espcies e baseado na relao linear

presumida entre o nmero de espcies e o logartimo do nmero de indivduos.

dado pela equao 26.

S -1

D = (equao 26)

ln N

onde :

N = nmero total de indivduos coletados;

S = nmero de espcies.

5.5. NDICE DE MENHINICK (DMn) (1946)


52

historicamente conhecido como ndice que expressa

espcies. Este ndice foi proposto porque mostrou menor variao

de amostra quando comparado com o ndice de Margalef e menos

valores conflitantes para diferentes amostras (equao 27).

S

DMn = (equao 27)

N

5.6.DFICIT DE ESPCIES DE KOTHE (WASHINGTON,1984)

Este ndice expressa o dficit de espcie entre a rea de descarga e o ponto de referncia da amostragem (site de controle) (equao 28):

Ac - Ax

DK= X 100 (equao 28)

Ac

onde Ac o nmero de espcies no site do controle e Ax o nmero de espcies no

site sob investigao.

5.7. NDICE DE ODUM (BETCHEL & COPELAND,1970)

O ndice de Odum foi proposto para contar o nmero de indivduos. Assume que o nmero de espcies /1000 reduzido por guas poludas (equao 29).

Sx Do = (equao 29) 1000N

Onde Do o nmero de espcies por mil indivduos, N = nmero total de indivduos

coletados e S, nmero de espcies.

5.8. NDICE DE HURLBERT (1971)

Avalia a estabilidade das espcies segundo a equao 30.


53

N S PIE = ------ . 1- pi2 (equao 30) N 1 i=1

Em que N o nmero total de de indivduos de uma populao ou comunidade, S o

nmero de espcies e pi frao de amostras de indivduos pertencentes espcie i.

5.9. NDICE DE DOMINNCIA DE MCNAUGHTON (I) (1977)

Expressa a percentagem de dominncia de duas ou mais espcies na amostra

(equao 31).

n1 + n2 I = X 100 (equao 31) N

onde n1 e n2 so nmeros individuais de duas ou mais espcies dominantes na amostra

e N o nmero total de indivduos na amostra.

5.10. NDICE DE SIMPSON (Ds ) (1949)

baseado em grupos probabilsticos, expressando a probabilidade que duas amostras individuais, escolhidas ao acaso e de comunidades independentes podem ser da mesma espcie (equao 32).

ni X (ni 1) i=1 Ds = (equao 32) n X (n 1) onde ni o nmero de indivduos da i-sima espcie na amostra e n , o nmero total

dos indivduos na amostra.

5.11. NDICE DE DIVERSIDADE SHANNON ( H ) (1949)

o ndice mais popular entre os ecologistas. baseado nas informaes

tericas e uma medida do grau mdio de incerteza na predio de quais espcies

numa escolha individual e ao acaso pertencem a uma coleo de espcies S e de

indivduos N (equao 33).

s

H = ni X ni/n X ln ni/n (equao 33) I=1


54

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