CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS – UNILESTE-MG
MESTRADO EM ENGENHARIA INDUSTRIAL
TRATAMENTO E MONITORAMENTO DE REJEITOS
ASPECTOS ECOLÓGICOS DE UM CÓRREGO URBANO ANTES E APÓS
PROGRAMA DE REMOÇÃO DE FONTES PONTUAIS DE POLUIÇÃO
ALINE CRISTINA PEREIRA SOUSA DE CAUX
CORONEL FABRICIANO
2007
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ALINE CRISTINA PEREIRA SOUSA DE CAUX
ASPECTOS ECOLÓGICOS DE UM CÓRREGO URBANO ANTES E APÓS
PROGRAMA DE REMOÇÃO DE FONTES PONTUAIS DE POLUIÇÃO
Dissertação apresentada ao Programa de PósGraduação em Tratamento e Monitoramento de
Rejeitos do Mestrado em Engenharia Industrial do
Centro Universitário do Leste de Minas Gerais –
UNILESTE – MG para a obtenção do grau de
Mestre em Engenharia Industrial.
Prof. Millôr Godoy Sabará – Orientador
CORONEL FABRICIANO
2007
ASPECTOS ECOLÓGICOS DE UM CÓRREGO URBANO ANTES E APÓS
PROGRAMA DE REMOÇÃO DE FONTES PONTUAIS DE POLUIÇÃO
Por
ALINE CRISTINA PEREIRA DE SOUSA DE CAUX
Dissertação de mestrado aprovada para obtenção do
grau de Mestre em Engenharia Industrial, pela
Banca examinadora formada por:
_________________________________________________
Presidente: Prof. Millôr Godoy Sabará, Doutor - Orientador, UNILESTE-MG
_________________________________________________
Membro: Prof. Francisco Antonio Rodrigues Barbosa, Doutor, ICB - UFMG
_________________________________________________
Membro: Prof. Maria Adelaide Rabelo Vasconcelos Veado, Doutora, UNILESTE-MG
_________________________________________________
Membro: Prof. Andréa Oliveira Souza da Costa, Doutora , UNILESTE-MG
CORONEL FABRICIANO, 13 DE ABRIL DE 2007
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Ao meu marido Leonardo
iii
AGRADECIMENTOS
À Deus por sempre me amparar com mãos firmes.
Ao meu orientador e amigo Professor Dr. Millôr Godoy Sabará por seu conhecimento,
paciência, confiança e acima de tudo sua amizade.
Ao meu marido Leo por todo apoio quando eu mais precisei, por seu amor e por sua
presença na minha vida.
Às minhas amigas Diana e Fernandinha por toda ajuda e boa vontade.
Um agradecimento muito especial à Zezé por seu carinho e incentivo.
Ao Paulo Henrique, um mestre para toda a vida.
Aos meus irmãos Ana Paula, Adriana e Adriel por serem minha maior torcida,
Aos meus pais Deiziete e Valdir, pelo que sou,
Aos meus sogros João e Merony pelo carinho,
À minha avó Taninha por me amar.
Aos colegas de curso em especial o Belini por sua amizade e incentivo,
Aos professores e funcionários do Mestrado em Engenharia Industrial do UNILESTE MG: Prof. Marcelo Vieira, Prof. Maria Adelaide, Prof. Ricardo França, Prof. Andréa,
Prof. Evandro, Prof. Figueiredo, Prof. Paulo Dias, Wilson, Romerson, Dayse.
À Alice e Ryzza do Laboratório de Pesquisas Ambientais do UNILESTE-MG por toda
atenção,
Aos amigos de trabalho, por agüentarem a minha chatice e estresse durante este período
e por trabalharem aos sábados por mim: Solemar, Bete e Adriene.
iv
A todos os amigos da CENIBRA que sempre me ajudaram com incentivo e
reconhecimento: Raquel, Dino, Joel, Tomás, Ronaldo, Olivert, Everton, Maristela, Vivi, Wandão
e todos os outros amigos do Departamento de Qualidade que sempre torceram por mim.
Aos meus amigos Fúlvia, Mônica, Wanderson, Roberta e Rose por entenderem minhas
ausências,
Ao Sr. José Ângelo Paganini, da USIMINAS pelos dados gentilmente cedidos,
Enfim, a todos que ajudaram de alguma forma na realização deste trabalho.
v
“A água é a causa material de todas as coisas.”
Tales de Mileto (624-548 A.C.).
vi
RESUMO
Em Minas Gerais, a estratégia adotada para saneamento ambiental de ambientes lóticos
urbanos é a da interceptação e tratamento secundário das fontes pontuais de poluição. Um
exemplo dessa abordagem está no município de Ipatinga, região leste do estado. A partir de 2003,
houve a interceptação dos esgotos urbanos lançados in natura no ribeirão Ipanema, afluente da
margem esquerda do rio Doce, e seu tratamento secundário. Tão importante como a
implementação desse programa, é a medição de sua efetividade. Para isso, foi estabelecida uma
rede de 5 pontos de amostragem ao longo do Ipanema. Um ponto foi localizado fora da área
urbana (controle), e outros quatro pontos de coleta ao longo do Ipanema, num gradiente de
urbanização. Em adição, dois pontos, a jusante e a montante do lançamento de efluentes tratados
da Estação de Tratamento de Esgotos – ETE Ipatinga, foram amostrados para avaliação do
impacto sobre as águas do rio Doce. Entre 2002 e 2004, os pontos foram amostrados
quinzenalmente para as seguintes análises: temperatura da água; concentração e saturação de O2
dissolvido; pH; condutividade elétrica; potencial redox; alcalinidade total; turbidez, sólidos em
suspensão; concentração de formas dissolvidas e totais de fósforo e nitrogênio; concentração de
formas totais de Ca; Mg; K; Na; Mn; Fe; Zn; Cu; concentração de clorofila a; densidade e
espécies de fitoplâncton e concentração de coliformes fecais termotolerantes. Adicionalmente, foi
avaliada a estrutura e composição em espécies de perifíton crescendo em substratos artificiais.
Também foi calculado o Índice de Estado Trófico para estimativa do risco de eutrofização.
Procurou-se estabelecer se houve melhoria real, do ponto de vista estatístico, no ecossistema
lótico após a remoção das fontes pontuais. A relevância desse estudo se apóia no fato de que as
mesmas abordagens para despoluição do Ipanema serão adotadas para a maioria dos rios urbanos
vii
do estado. Sendo assim, os resultados do monitoramento no Ipanema podem ser extrapolados e
usados para melhorias eventuais em situações semelhantes, garantindo sua efetividade e adesão
da sociedade a tais programas. Os resultados obtidos sugerem que a resposta do ecossistema
lótico foi mais lenta que o esperado não se observando, para os níveis de significância utilizados,
aumentos no teor de saturação de O2 dissolvido na água. Observaram-se, entretanto, alterações
significativas no balanço entre formas dissolvidas e orgânicas de nutrientes, com destaque para o
nitrogênio e fósforo, os quais por sua vez, influíram na biologia do ambiente, como as densidades
das populações de fitoplâncton e perifíton, sugerindo-se a utilização do oxigênio disponibilizado
na oxidação de nutrientes acumulados no sedimento. As fontes difusas parecem ser agora o maior
desafio, sendo necessário olhar o Ipanema no contexto de sua bacia de drenagem, adotando
medidas mitigadoras para todas as categorias de fontes poluidoras.
viii
ABSTRACT
The strategy adopted In Minas Gerais for environmental sanitation of urban rivers rely
on sewage interception and its secondary treatment. It means a clear point-source approach. An
example can be found in city of Ipatinga, east of Minas Gerais. From 2002 an large sanitation
program was launch to interception of the urban sewers release in natura on the Ipanema stream,
tributary of the left edge of the Doce river. In 2003, all the sewage point sources had been
collected and flowing to a secondary anaerobic treatment sewage plant (TSP). The measurement
of the program effectiveness has equal important to the sanitation itself. In order to measure
effectiveness, five sampling points were located along the Ipanema margins. The first one
(control) has its location outside of the urban area. More four points of collecting along the
Ipanema in a crescent gradient of urbanization were placed. In addition, two points, up and
downstream of the TSP treated effluent discharge, were evaluated for measure of the impact on
Doce river. Between 2002 and 2004, the points had been sampled every fifteen days for: water
temperature; dissolved O2 concentration and saturation; pH; electric condutivity; redox potential;
total alkalinity; turbidity, solids in suspension; concentration of forms dissolved and total of
phosphorus and nitrogen; concentration of total forms of Ca; Mg; K; In; Mn; Fe; Zn; Cu;
concentration of clorophila a; density and species composition of phytoplankton and
concentration of fecal coliforms thermotolerants. Additionally the structure and composition in
species of periphyton growing in artificial substrata was measured. Calculations of Index of
Trofic State, used like a surrogate for eutrofication risk was performed. The intent was to
establish of a real, statistically proved improvement in the lotic ecosystem after the removal of
the point sources. The relevance of this study relies on the fact of the same approach carried out
ix
in the Ipanema will be adopted for the majority of the urban rivers of Minas Gerais. Thus, the
Ipanema monitoring results can be surpassed and used in similar situations, to avoid mistakes and
yielding both its effectiveness and adhesion of the society for such programs. The results suggest
the slower reply from the ecosystem point of view. In the other words the lotic system doesn’t
show rapid improvement. One example is saturation of O2 dissolved in the water, which doesn’t
show increases for the used levels of significance. It had been observed, however, significant
alterations in the changing between dissolved and organic forms of nutrients, with prominence
for the nitrogen and phosphorus, a provable influenced of microbiology changing environment,
as observed in phytoplankton and periphyton. In its turns, results point out the oxidation of
organic nutrients in the sediment like a sink of the oxygen gains from removal of point sources.
The non-point sources now seem to be the biggest challenge, being necessary to look at the
Ipanema in the context of its basin of draining, adopting measured mitigador for all the categories
of polluting sources.
x
LISTA DE FIGURAS
Figura 2.1 Mapa da bacia do Ribeirão Ipanema , indicando os pontos de coleta. ..........................6
Figura 2.2 A ocupação do solo e localização dos pontos de coleta................................................7
Figura 4.1 Dispersão do N-Total (mgL-1) e Histograma..............................................................23
Figura 4.2 Nitrato: Ponto onde houve diferença antes e após o programa de saneamento – RP2 .24
Figura 4.3 Nitrato: Dispersão e histograma ................................................................................25
Figura 4.4 Dispersão do nitrito (mg L-1), Box Plots e Histograma ..............................................26
Figura 4.5 Nitrito: pontos onde houve variação antes e após o programa de saneamento ............27
Figura 4.6 Dispersão de amônio (mg L-1), e Histograma ............................................................28
Figura 4.7 Amônio: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento – RP6
..................................................................................................................................................29
Figura 4.8 Nitrogênio Orgânico: ponto em que houve diferença antes e após programa de
saneamento – RP2 .....................................................................................................................29
Figura 4.9 Dispersão do Nitrogênio Orgânico (mgL-1) e Histograma..........................................30
Figura 4.10 Variação das formas de nitrogênio antes e após o programa de saneamento.............31
Figura 4.11 Dispersão do P-Total (mg L-1) e Histograma ...........................................................32
Figura 4.12 P-Total: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento – RP2
..................................................................................................................................................33
Figura 4.13 Fósforo Orgânico: ponto em que houve diferença antes e após programa de
saneamento RP2 ........................................................................................................................33
Figura 4.14 Dispersão do Fósforo orgânico (mgL-1 ) e Histograma .............................................34
Figura 4.15 Dispersão do Fosfato (mgL-1) e Histograma ............................................................35
Figura 4.16 Fosfato: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento ........36
Figura 4.17 Variação das formas de fósforo antes e após o programa de saneamento .................37
Figura 4.18 Dispersão da Temperatura (ºC) e Histograma ..........................................................38
Figura 4.19 Temperatura (ºC): pontos em que houve diferença antes e após programa de
saneamento................................................................................................................................39
Figura 4.20 Oxigênio Dissolvido (mgL-1): pontos em que houve diferença antes e após o
programa de saneamento............................................................................................................39
xi
Figura 4.21 Dispersão do Oxigênio Dissolvido (mgL-1) e Histograma........................................40
Figura 4.22 Dispersão Saturação de Oxigênio Dissolvido (%) e Histograma ..............................41
Figura 4.23 Saturação de oxigênio (%): pontos em que houve diferença antes e após o programa
de saneamento ...........................................................................................................................42
Figura 4.24 pH: ponto em que houve diferença antes e após o programa de saneamento ............42
Figura 4.25 Dispersão pH e Histograma.....................................................................................43
Figura 4.26 Box Plots dos metais ...............................................................................................45
Figura 4.27 Dispersão da condutividade (μS.cm-1) e Histograma................................................46
Figura 4.28 Condutividade: pontos onde houve variação antes e após o programa de saneamento
..................................................................................................................................................47
Figura 4.29 Dispersão do Potencial Redox e Histograma ...........................................................48
Figura 4.30 Potencial Redox: pontos onde houve variação antes e após o programa de
saneamento................................................................................................................................49
Figura 4.31 STD: a) Histograma b) Box Plots dos resultados em RP2........................................50
Figura 4.32 Dispersão do STS....................................................................................................50
Figura 4.33 Dispersão da turbidez e Histograma ........................................................................51
Figura 4.34 Turbidez: pontos onde houve diferença nos resultados antes e após saneamento......52
Figura 4.35 Dispersão do UFC (células.100 mL-1) .....................................................................53
Figura 4.36 UFC -100: RP1 antes e depois.................................................................................53
Figura 4.37 Clorofila a: Ponto onde houve diferença nos resultados antes e após o programa de
saneamento................................................................................................................................54
Figura 4.38 Dispersão da clorofila a e histograma......................................................................55
Figura 5.1 Formas Orgânica e Inorgânica de Nitrogênio ............................................................66
Figura 5.2 Perifíton (RP5), % de cobertura das lâminas .............................................................76
Figura 5.3 Fitoplâncton (RP5), células.mL-1 ...............................................................................77
Figura 5.4 Ecossistema rio .........................................................................................................79
xii
LISTA DE TABELAS
Tabela 1.1 Localização dos pontos de coleta e suas características a montante ............8
Tabela 3.1 Escala estimativa de ocupação por perifíton ..............................................15
Tabela 3.2 Classificação do Estado Trófico segundo o Índice Carlson Modificado.....17
Tabela 3.3. Coeficientes para λ, µx e σy para o teste W ..............................................19
Tabela 4.1 – Normalidade dos resultados .....................................................................22
Tabela 4.2 Pontos onde os metais apresentaram diferença antes e após o programa de
saneamento ....................................................................................................................44
Tabela 4.3 Perifíton: Lista de espécies e proporção média das coberturas nas lâminas,
antes do programa de saneamento ................................................................................56
Tabela 4.4 Perifíton: Lista de espécies e proporção média das coberturas nas lâminas,
depois do programa de saneamento ..............................................................................57
Tabela 4.5 Espécies de Fitoplâncton em RP5 – Antes e após programa de
saneamento................................................................................................................... 58
Tabela 4.6 Estado Trófico antes e após programa de saneamento ...............................61
Tabela 4.7 Estado Trófico em regiões monitaradas pela CETESB no estado de São
Paulo .............................................................................................................................62
Tabela 5.1 Distribuição das formas de Nitrogênio antes e após o programa de
saneamento ...................................................................................................................65
Tabela 5.2 Descargas (103 toneladas ano-1) de nitrogênio e fósforo oriundos de fontes
difusas nos Estados Unidos ..........................................................................................68
Tabela 5.3 Variação das concentrações do Na+ - antes e após o programa de
saneamento .................................................................................................................. 71
xiii
SUMÁRIO
1
INTRODUÇÃO ...........................................................................................................1
2
ÁREA DE ESTUDOS..................................................................................................5
3
MATERIAIS E MÉTODOS .......................................................................................9
3.1
METODOLOGIA DA ANÁLISE DE ÁGUA ...............................................................9
3.1.1. ANÁLISES QUÍMICAS DA ÁGUA ...............................................................................9
3.1.2. ANÁLISES BACTERIOLÓGICAS ..............................................................................11
3.1.3. CLOROFILA A ATIVA ................................................................................................11
3.2
METODOLOGIA DA ANÁLISE DO PERIFÍTON E FITOPLÂNCTON...................13
3.2.1 FITOPLÂNCTON ..........................................................................................................13
3.2.2 PERIFÍTON ....................................................................................................................14
3.3
CÁLCULO DO ÍNDICE DO ESTADO TRÓFICO.....................................................16
3.4
METODOLOGIA DA ANÁLISE ESTATÍSTICA......................................................18
4
RESULTADOS..........................................................................................................21
4.1
ANÁLISES FÍSICO-QUIMICAS DA ÁGUA .............................................................21
4.2
ANÁLISES BACTERIOLÓGICAS ............................................................................52
4.3
CLOROFILA A...........................................................................................................54
4.4
PERIFÍTON E FITOPLÂNCTON...............................................................................55
4.5
ÍNDICE DO ESTADO TRÓFICO...............................................................................61
5
DISCUSSÃO..............................................................................................................63
6 CONCLUSÕES.....................................................................................................................81
7 RECOMENDAÇÕES ...........................................................................................................84
REFERÊNCIAS.......................................................................................................................85
1
INTRODUÇÃO
Todas as formas de vida existentes na Terra dependem da água. Cada ser humano
necessita consumir vários litros de água doce por dia para manter-se vivo (BAIRD, 1999).
Entretanto, a água doce constitui apenas uma fina fração (cerca de 0,01%) do total de água
existente no mundo, estimado entre 1 167 000 000 km3 e 1 340 000 km3 (TUNDISI, 2003a;
MARGALEF, 1983). O volume de água doce prontamente disponível para uso está
armazenado em lagos, e flui dos rios para os oceanos. Setenta e cinco por cento da água doce
está concentrada nas geleiras e nas calotas polares. Mais de 97% das reservas de água estão no
mar, não podendo, porém, ser utilizadas, sem tratamento prévio, para irrigação, uso doméstico
e dessedentação de animais (COLLINS, 1999; TUNDISI, 2003a; BAIRD, 1999; REBOUÇAS,
1999, www.cetesb.sp.gov.br).
Toledo et alii, (2003) sugere que o consumo per capita de água aumenta com a
melhoria de renda da sociedade. Além disso, em termos globais, um volume de 80 litros
diários é considerado suficiente para manutenção de uma pessoa em bons níveis de higiene e
saúde. Entretanto a população de Madagascar sobrevive com 5,4 L.dia-1, enquanto um norteamericano consome, em média, 500 L.dia-1.
Para os ecossistemas de água doce, um dos principais fatores de degradação de sua
qualidade é o grau de urbanização que interfere na drenagem e aumenta o escoamento
superficial, diminuindo a capacidade de reserva de água na superfície e nos aqüíferos. Os
impactos qualitativos são inúmeros e variáveis e têm conseqüências ecológicas, econômicas,
sociais e na saúde humana (TUNDISI, 2003b, WALTON et alii, 2007). Os ecossistemas de
água doce que drenam regiões antropizadas têm sua qualidade e quantidade de água alterada.
Estima-se que 70 a 80% dos rios, lagos, represas e áreas alagadas já estão ecologicamente
comprometidas; além disso, entre 1983 e 2000, houve uma diminuição de 24% na média
mundial da quantidade de água descarregada pelos rios nos oceanos (MacDONALD et alii,
1991; KARR, 1991; KARR, 1993; ALLAN, 1995; LIKENS & BORMANN, 1996; PETTS et
alii, 1995; FRISSEL & BAYLES, 1996; JORDÃO et alii, 1997; WILSON & CARPENTER,
1997; TALLING & LEMOALLE, 1998; TILMAN, 1999; USEPA, 2001; TUNDISI, 2003a;
BARBOSA et alii, 2004).
2
Processos ecológicos em ambientes de águas doces estão comprometidos em
praticamente todo o planeta devido aos aportes antropogênicos de nutrientes, notadamente o
nitrogênio e o fósforo (ZAMMIT et alii, 2005). O aumento da concentração de nutrientes pode
resultar no fenômeno da eutrofização cultural, que produz mudanças no metabolismo e
estrutura dos ecossistemas aquáticos incluindo a redução da concentração de oxigênio
dissolvido e da biodiversidade aquática. Uma das expressões da eutrofização cultural é a
elevação exponencial nas populações de fotótrofos aquáticos como algas, destacando-se as
cianobactérias, potenciais produtoras de toxinas. Existem cerca de 14 espécies descritas de
cianobactérias de água doce que comprovadamente produzem compostos capazes de provocar
intoxicações em seres humanos ou animais. Esses aumentos explosivos de suas populações
(florações), quase sempre trazem, além das citadas intoxicações, o aumento no custo do
tratamento da água de abastecimento (FUNASA, 2003).
Segundo Libânio et alii (2005) a condição de vida das populações é mais bem
retratada pela abrangência dos serviços de água e esgoto do que pelas reservas hídricas
medidas em termos meramente quantitativos. A contaminação das águas naturais representa
um dos principais riscos à saúde pública, sendo amplamente conhecida a estreita relação entre
a qualidade de água e inúmeras enfermidades que acometem as populações, especialmente
aquelas não atendidas por serviços de saneamento.
Essa crescente deterioração na qualidade e quantidade da água doce levou a
sociedade a exercer pressões sobre os governos, no sentido de definirem políticas claras e
metas para reverter o processo. Essa tendência de sensibilização social para com os efeitos das
atividades humanas sobre a água não apresenta sinais de estabilização. Pelo contrário, são
cada vez mais numerosos os exemplos de demandas sociais e legais visando ações efetivas de
controle, avaliação e mitigação da poluição hídrica.
Uma das abordagens para mitigação desses impactos tem sido o tratamento das fontes
pontuais de efluentes líquidos domésticos e industriais para o saneamento de ecossistemas
aquáticos continentais (TUNDISI, 2003b). Um exemplo dessa abordagem está sendo
desenvolvido no ribeirão Ipanema, município de Ipatinga, MG, pela Companhia de Águas e
Saneamento de Minas Gerais – COPASA, MG, que a partir de 2003 concluiu a interligação
dos interceptores de esgotos domésticos nesta cidade.
3
Tão importante quanto a implementação desse programa, é a medição de sua
efetividade, ou seja, expressar em termos numéricos, passíveis de análise estatística, o grau de
sucesso dessa remoção sobre o ecossistema do ribeirão Ipanema. Para tal, entre janeiro de
2002 e dezembro de 2004, Sabará et alii (2005) monitoraram a qualidade das águas do ribeirão
Ipanema, um rio de terceira ordem, em cinco pontos ao longo de seu curso e mais dois pontos,
a montante e a jusante da foz do Ipanema no rio Doce, receptor deste.
Raramente, no Brasil são feitos monitoramentos antes e depois de implantações de
equipamentos de despoluição hídrica por um prazo mais longo. Geralmente, estes programas
de saneamento não têm sua efetividade avaliada em bases estatísticas mais detalhadas, que
suportem as conclusões retiradas dos resultados e permitam extrapolações e previsões.
Para uma nova abordagem dos dados coletados por Sabará et alii (2005) sugere-se
que seja realizada uma comparação estatística da variação temporal entre os valores dessas
variáveis, antes e após a implantação do sistema de remoção das fontes pontuais, para
validação dos níveis de significância que determinam as diferenças entre os períodos
avaliados.
A bacia do Rio Doce, terceira maior bacia de Minas Gerais, com cerca de
88 000 km2, apresenta alto grau de ocupação antrópica por atividades potencialmente
poluidoras, entre as quais mineração/garimpo, siderurgia, indústria de celulose e aglomerados
urbanos, que produzem variados tipos de efluentes líquidos lançados nos corpos de água
receptores da bacia (BARBOSA et alii, 1997a). Pela intensa ocupação de sua bacia de
drenagem, e conseqüente variabilidade da qualidade de suas águas, é razoável supor que o
ribeirão Ipanema, afluente do rio Doce, tem influência significativa na qualidade de água deste
último. Desse modo, este estudo tem particular importância para avaliação da efetividade do
saneamento ambiental em Minas Gerais, visto que, as mesmas abordagens para despoluição
adotadas no Ipanema, serão adotadas para a maioria dos ambientes lóticos urbanos do estado.
Pelo acima exposto, o objetivo deste trabalho é avaliar os efeitos da remoção das
fontes pontuais de poluição no ribeirão Ipanema, comparando-se os resultados obtidos antes e
depois do programa de saneamento, nas análises realizadas em amostras coletadas no período
de janeiro de 2002 a dezembro de 2004. Serão analisados e testados estatisticamente os
resultados de variáveis ambientais crucias em ecossistemas: temperatura, pH, potencial redox,
concentração de formas dissolvidas e totais de nitrogênio e fósforo, metais, além da
4
concentração de O2 dissolvido, turbidez, concentração de clorofila a, Sólidos Totais em
Suspensão e Coliformes Termotolerantes aquáticos (MARGALEF, 1983; ESTEVES, 1998;
BICUDO & BICUDO, 2004). Em complemento pretende-se estimar o índice de Estado
Trófico – IET deste ambiente e avaliar o efeito do programa de saneamento na comunidade
perifítica e fitoplânctônica.
Para tal, as seguintes hipóteses serão testadas:
H01 : Os valores das variáveis (ambientais) físicas e químicas medidas, não são
significativamente diferentes para um mesmo ponto em função do tempo, ou seja, não houve
efeito da remoção das fontes pontuais sobre essas variáveis;
H02 : Os valores das variáveis biológicas (exceto perifíton) não são significativamente
diferentes para um mesmo ponto em função do tempo, ou seja, não houve efeito da remoção
das fontes pontuais sobre essas variáveis;
H03 : A comunidade perifítica não apresenta mudanças significativas nos índices de
estrutura e sucessão de espécies, ou seja, não houve resposta, ao nível de comunidade, da
remoção das fontes pontuais, indicando que o perifíton é mediado apenas por fatores
endógenos;
H04 : Os valores dos índices de estado trófico para cada ponto não variaram nos
pontos amostrados em função do tempo, ou seja, o fósforo e a comunidade fitoplânctônica não
responderam à remoção de esgoto urbano;
Espera-se ainda, que esse trabalho subsidie a escolha de variáveis ecológicas de
menor custo de amostragem e maior sensibilidade às alterações no corpo d’água advindas da
retirada de fontes pontuais, orientando, desse modo a construção de programas de
monitoramento, parte indissociável de qualquer trabalho de avaliação, conservação, mitigação
e manejo de recursos hídricos (MacDONALD et alii, 1991; KARR, 1991; KARR, 1993;
TUNDISI, 2003a; WALTON et alii, 2007).
5
2
ÁREA DE ESTUDOS
Para Macdonald (1991), a avaliação do impacto ambiental em rios tem nas bacias
pareadas seu melhor desenho estatístico, por permitir repetições. Entretanto, na maioria das
vezes é muito difícil encontrar-se pares de bacia com características iguais, especialmente se a
ordem dos rios é maior que 3. Por outro lado, ambientes lóticos prístinos são cada vez mais
raros (KARR, 1993; FRISSELL & BAYLES, 1996; WWF, 2006). Desse modo, o desenho
estatístico utilizado nesse trabalho é considerar a nascente como controle, sendo os demais
pontos comparados a ela (variação espacial). Ao mesmo tempo, a variação temporal utilizada
neste trabalho é o “antes e depois” como descrito em DISSMEYER (1994),onde os resultados
são comparados antes e depois de um tratamento. Apesar das limitações, como a falta de
replicação espacial, os dados são replicados no tempo.
Foram selecionados 5 pontos de coleta ao longo do ribeirão Ipanema. Adicionalmente
mais 2 pontos foram amostrados no rio Doce, a montante e outro a jusante da descarga de
efluentes da Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) e da foz do ribeirão Ipanema.
O ponto RP1 localiza-se na área rural do município, não atingido, portanto, pelo
programa de saneamento, uma vez que os interceptores de esgotos foram instalados na área
urbana de Ipatinga. As fontes de poluição em RP1 são predominantemente difusas, com
escoamento superficial, as mais difíceis de controle e avaliação (EPA, 1997). As Figuras 2.1 e
2.2 mostram a rede hidrográfica da bacia e a concentração urbana em seu trecho final. Na
imagem da Fig. 2.2 pode-se ver como o uso do solo é marcadamente urbano, sobretudo em
RP4, o centro da cidade. A montante de RP1, o solo é usado para pastagens com manejo
primitivo (uso do fogo), para pecuária extensiva, agricultura familiar e plantios de Eucalyptus.
Há também atividades de recreação, com clubes campestres instalados na Área de Proteção
Ambiental (APA) do município, desrespeitando o Código Florestal no que tange à mata ciliar.
Fora dos plantios de Eucalyptus, não há mata ciliar e os fluxos concentrados geram processos
erosivos severos. Afloramentos rochosos diminuem as taxas de infiltração, resultando em
picos de vazão, com grande transporte de sedimentos. A nascente do ribeirão Ipanema fica
num desses afloramentos. Os pontos de coleta são descritos na Tabela 2.1
6
A bacia do ribeirão Ipanema cobre 146,8 km2 ou 88 % do município de Ipatinga que
tem 165,51 km2 (www.ana.gov.br). Em 2002, ano de início da pesquisa, viviam cerca de
212 000 pessoas no município, sendo que 2000 viviam na zona rural, principalmente na bacia
do ribeirão Ipanema (www.ibge.gov.br). Entre sua nascente (c. 1000 m de altitude) e sua foz
no rio Doce, (219 m) o desnível médio é de 0,030 m/m. São 26 km de curso, em um gradiente
crescente de uso do solo, com 8,5 km aproximadamente dentro da área urbana.
A densidade populacional nominal é de 1269 hab km2. A densidade real é
possivelmente maior, visto que a maior parte do município é formada de áreas montanhosas
ou ocupada por indústrias.
Figura 2.1 Mapa da bacia do Ribeirão Ipanema , indicando os pontos de coleta.
Fonte: IGAM apud Sabará et alii, 2005
7
3 km
Figura 2.2 A ocupação do solo e localização dos pontos de coleta.
Fonte: SABARÁ et alii, 2005.
8
Tabela 2.1 Localização dos pontos de coleta e suas características a montante.
Ponto
RP1
Localização
19º25’42’’ S, 42º37’59’’ W
Uso do solo a montante
Pastagens,
plantios
agricultura
e
de
criação
Eucalyptus,
extensiva
recreação,
de
animais
domésticos.
Limite entre a área rural e urbana. Praticamente
desaparecem a agricultura e os plantios de
RP2
19º26’32’’ S, 42º35’52’’ W
Eucalyptus,
havendo
uma
predominância
de
pastagens e habitações rurais, mantendo-se a criação
de animais domésticos.
Esse ponto já é beneficiado pela interceptação de
RP3
19º27’23’’ S, 42º33’36’’ W
esgotos. O solo do entorno é ocupado por
residências, comércio, postos de gasolina e um
curtume.
No centro da cidade, esse ponto também está com as
obras de saneamento concluídas. Porém, ainda era
RP4
19º28’26’’ S, 42º31’38’’ W
possível,
em
2003,
ver
alguns
lançamentos
clandestinos de esgotos e pessoas retirando areia do
leito do ribeirão Ipanema.
RP5
19º29’27’’ S, 42º30’17’’ W
RP6
19º29’28’’ S, 42º30’08’’ W
RP7
19º29’29’’ S, 42º30’03’’ W
Fonte: SABARÁ et alii, 2005
Foz do ribeirão Ipanema no rio Doce.
Ponto na margem esquerda do rio Doce, localizado a
cerca de 300 m da foz do Ipanema.
Ponto na margem esquerda do rio Doce, a cerca de
200 m a jusante da foz do ribeirão Ipanema.
9
3
3.1
MATERIAIS E MÉTODOS
METODOLOGIA DA ANÁLISE DE ÁGUA
As amostragens foram feitas nas margens dos pontos de coleta. Os valores de
temperatura da água, teor de oxigênio dissolvido, pH, condutividade elétrica, potencial redox e
sólidos totais dissolvidos (STD) foram determinados com multisonda Hydrolab®, com agitador,
ligada a um armazenador digital contínuo de dados.
Quando a multisonda se encontrava
indisponível, foi utilizado um conjunto MERCK Multiline PF4, equipado com sensores para as
mesmas variáveis coletadas com a multisonda.
As amostras de água foram coletadas em garrafas de polietileno com volume de 1,0 litro.
Antes de cada coleta, as garrafas foram lavadas três vezes em água de torneira, depois em água
destilada e então submersas em banho de HCl 10% por 24 horas.
Os valores de turbidez foram lidos com um turbidímetro de campo, marca ALPHA KIT.
Duas amostras foram retiradas em cada ponto amostrado: utilizou-se uma delas para
determinação das concentrações de nutrientes dissolvidos (NH4+, NO3-, NO2- e PO43-) e clorofila a
ativa; a outra foi utilizada para a determinação das concentrações das formas totais de N, P, Ca,
Mg, K, Na, Fe, Cu, Zn e Mn, além dos sólidos totais em suspensão (STS).
3.1.1. Análises químicas da água
Transportavam-se as amostras em caixas de material refratário com gelo até o
laboratório. Quando os nutrientes dissolvidos não eram analisados imediatamente, os filtrados
eram guardados em refrigerador (± 4 ºC) por 24 horas, para posterior análise. Para os nutrientes
totais, as amostras foram acidificadas e analisadas dentro de no máximo, uma semana. A análise
de STS foram efetuadas imediatamente em sub-amostras de 100 mL sem acidificação. A clorofila
a foi determinada no mesmo dia, em cubetas de 50 mm, segundo a técnica descrita em Marker
(1996).
10
Para a determinação da alcalinidade total utilizou-se a metodologia descrita em
Goltermam et alii (1978) modificada.
Em todas as determinações das concentrações dos nutrientes dissolvidos usou-se um
espectrofotômetro MERCK modelo NOVA 400, de feixe único e uma cubeta de quartzo com
50 mm de passo ótico, para permitir a determinação de concentrações muito baixas.
Para determinação do nitrito seguiu-se a metodologia descrita por Strickland & Parsons
(1972). O NO2- em solução ácida, foi transformado em ácido nitroso, que reagiu com
sulfanilamida, formado um sal diazônio, que finalmente reagiu com N-1-naftiletileno diamina
dicloreto, resultando em solução avermelhada, determinada espectrofotometricamente a 543 nm.
Todo o NO3- presente na amostra foi reduzido a nitrito por cádmio esponjoso e determinado com
a mesma metodologia utilizada para NO2- (MacKERETH et alii, 1978).
As concentrações de NH4+ foram determinadas pela reação do íon com o fenol e
hipoclorito, em meio alcalino, formando indofenol de cor azul. Lia-se a absorbância a 635 nm
(SABARÁ, 1999).
Oxidou-se a nitrato todos os compostos nitrogenados da amostra, pelo aquecimento (127
ºC) da mesma em solução alcalina de persulfato e sob pressão de 1.5 atm por 30 minutos.
Procedeu-se então como descrito para o nitrato (MacKERETH et alii, 1978 e EBINA et alii,
1983). As concentrações de N-orgânico foram obtidas pela diferença entre o N-Total e a soma
das formas dissolvidas de nitrogênio (ALLEN, 1989).
Para a determinação das concentrações de P-Total e PO43-, o método utilizado foi
baseado naquele descrito por Eisenrich (1975). O princípio é o da reação do PO43- com
molibdato, formando ácido molibdofosfórico, que reduzido forma complexo de cor azul. A
absorbância é lida a 882 nm. O P-orgânico foi obtido pela diferença entre as concentrações de
P-Total e PO43- (ALLEN, 1989).
As concentrações totais dos íons (Ca+2, Mg+2, K+, Na+, Fe+3, Zn+2, Cu+2, Mn+2) foram
determinadas segundo a metodologia seguida na preparação das amostras para análise por
Espectrofotometria de Absorção Atômica (EAA) e Fotometria de Chama (EC), proposta pela
American Public Health Organization - APHA (1995), modificada.
11
3.1.2. Análises bacteriológicas
Para contagem de bactérias heterotróficas e de coliformes utilizou-se a técnica de
substrato definido pelo método Colilert® que consiste de um procedimento patenteado aceito
mundialmente. O teste é feito através da mistura de 100 mL da amostra com quantidade de
substrato especificada pelo fornecedor; a mistura final é incubada a 35-40°C durante 24 horas. Os
testes podem ser qualitativos com resultados confirmativos para presença de Coliformes Totais e
Escherichia coli pelo desenvolvimento de coloração amarela e observação de fluorescência
respectivamente, sem necessidade da adição de outros reagentes para confirmação. Para
quantificação dos organismos presentes usa-se uma cartela quadriculada dividida em quadrados
pequenos e grandes, na qual a amostra é inserida e a cartela selada a quente. Os quadrados que
apresentam cor ou fluorescência são contados e os valores obtidos comparados a valores
tabelados, também fornecidos pelo fabricante.
3.1.3. Clorofila a ativa
Etanol, metanol e acetona são os três álcoois utilizados para trabalhos de determinação
de concentração de clorofila a. Apesar da superioridade do metanol e etanol 100% como
extratores (especialmente para Cyanophyceae quando se faz à extração a quente), os álcoois
necessitam da neutralização do extrato com uma base orgânica, além disso, o metanol é altamente
tóxico. Por outro lado, uma solução de acetona não exige neutralização, não possui elevada
toxicidade e possibilita grande estabilidade ao extrato, além de ser aceita por vários analistas
tendo poder de extração suficiente para seus propósitos (MARKER et alii,1996).
As amostras para determinação das concentrações de clorofila a, foram coletadas em
recipientes de polietileno de 1,0 litro de capacidade, mantidas ao abrigo da luz e transportadas ao
laboratório para análise. Essas amostras foram filtradas e os filtros mantidos congelados a 12 °C
negativos para posterior análise. Os passos do procedimento de extração são descritos a seguir
(MARKER, 1996):
•
os filtros foram retirados do congelador e descongelados a 4°C,
•
o filtro foi macerado, utilizando-se 25 mL de acetona Padrão Analítico,
12
•
o macerado e a acetona utilizados foram deixados em repouso entre 18 e 24h, em frasco
de vidro tampado, sob refrigeração;
•
após este período, o conteúdo do frasco foi centrifugado a 6000 rpm por cerca de 10
minutos;
•
o sobrenadante foi retirado e aferido para 10 mL para determinação da concentração de
clorofila a ;
•
o espectrofotômetro foi calibrado com acetona PA, e a amostra lida a 665 e 750 nm;
•
a 10 mL do extrato adicionou-se 0,1 mL de HCl 0,3 M (de forma que a concentração final
fosse 0,003 M);
•
leu-se novamente a absorbância a 665 e 750 nm.
Primeiramente calculou-se a concentração de clorofila no extrato não acidificado (MARKER,
1996):
µg cl 0 a L-1 =
11 (665o - 750o) v
dV
Onde:
µg cl0 a L-1 = concentração de clorofila a, no estrato não acidificado, em microgramas por litro;
11 = constante aproximada para a recíproca do coeficiente específico de absorção da acetona
100% a 665 nm;
665o = absorbância da amostra não-acidificada a 665 nm;
750o = absorbância da amostra não-acidificada a 750 nm;
v = volume da amostra, em mililitros;
d = passo ótico, em centímetros.
V = Volume filtrado, em mililitros.
A concentração de clorofila a corrigida para feopigmentos, foi calculada da seguinte
maneira (GOLTERMAN & CLIMO, 1969 apud MARKER, 1996):
µg chl a =
11 (3.0 (Ao - Aa)) v
dV
13
onde:
µg Chla = concentração de clorofila a corrigida para feopigmentos no extrato, em microgramas;
3.0 = fator derivado da absorbância da clorofila a em 665 nm, antes e após a acidificação :
(665o - 750o)/( (665o - 750o)-(665a - 750a));
Ao = leituras (665 - 750 nm) não acidificado;
Aa = leituras (665 - 750 nm) acidificado;
11 = constante aproximada para a recíproca do coeficiente específico de absorção da acetona
100% a 665 nm;
v = volume da amostra, em mililitros;
V = volume filtrado em mililitros;
d = passo ótico, em centímetros.
Em amostras sem sinais de degradação ou consideradas saudáveis, o passos referentes ao
segundo item podem ser ignorados.
3.2
METODOLOGIA DA ANÁLISE DO PERIFÍTON E FITOPLÂNCTON
3.2.1 Fitoplâncton
Para avaliação da comunidade fitoplanctônica (plâncton de rede), filtravam-se 5 litros de
água de cada ponto em uma rede de plâncton com malha de 20μm. O filtrado (± 200 mL) era
transferido para um frasco plástico de 500 mL. Adicionava-se 5 a 10 gotas de formaldeído para
conservação. A identificação foi feita utilizando-se microscópio binocular e literatura
especializada. Os organismos foram medidos e procurou-se utilizar o maior número de indivíduos
para tal identificação. A análise quantitativa foi realizada através de lâminas de Sedgwick-Rafter.
Foram contadas sub-amostras do material em pelo menos duas lâminas. Os filamentos e colônias
foram considerados como um organismo. Os dados foram expressos como organismos/mL,
conforme a fórmula:
organismos /mL =
organismos contados volume concentrado
x
volume contado
volume coletado
14
3.2.2 Perifíton
Nesse estudo, o termo “perifíton” se refere à comunidade de organismos
fotossintetizantes, genericamente conhecidos como “algas”, ou seja, seres capazes de metabolizar
o CO2 dissolvido na água, reduzindo-o a carboidratos, com utilização da luz solar, que não
possuem raízes, folhas, flores, caules ou sistemas vasculares. A nutrição mineral desses seres é
feita pela retirada direta da coluna de água dos nutrientes dissolvidos.
Os procedimentos para coleta de amostras de componentes macroscópicos do perifíton
foram baseados em Kelly & Whitton (1994). Delimitou-se um trecho de 10 m de comprimento
em RP5 da seção reta que definia o ponto de coleta junto à margem, e estendendo-se até a 1 m em
direção ao eixo do córrego, onde foram colocadas lâminas de vidro durante 15 dias para permitir
a colonização pelas algas. Esse experimento de amostragem se deu nos meses do período seco
(abril a setembro), quando as condições de fluxo permitiam a colonização. Após esse período de
amostragem, as lâminas foram removidas, lavadas cuidadosamente na água do ribeirão Ipanema
para limpeza de detritos e areia e trazidas para o laboratório em sacos plásticos individuais de
1 litro de capacidade, cheios em ¼ com água do local, guardados em caixas refratárias. No
laboratório as amostras foram lavadas copiosamente com água destilada e removidos os detritos
restantes, com uma pinça, para exame microscópico. A preservação das amostras foi feita com
FAA (10 mL de formaldeído 40%, 5 mL de ácido acético glacial, 50 mL de etanol 95% e 35 mL
de água) que ajuda a manter estruturas delicadas, ou com uma solução de formaldeído 2%
adicionada de nitrato de cobre na concentração de 1 g.L-1, recomendada para clorofíceas. A
identificação foi feita com uso de microscópio binocular e literatura especializada.
A quantificação do perifíton foi feita conforme metodologia de Kelly & Whitton (1994)
em que se atribui códigos de 0 a 4 de acordo com a proporção da cobertura das lâminas pelas
espécies presentes no perifíton (Tabela 3.1).
15
Tabela 3.1 Escala estimativa de ocupação por perifíton
Código Proporção (%)
0
Não existente
1
> 0,1 < 1,0
2
> 1,0 < 10,0
3
> 10,0 < 50,0
4
> 50,0 < 100,0
16
3.3
CÁLCULO DO ÍNDICE DO ESTADO TRÓFICO
O Índice do Estado Trófico tem por finalidade classificar corpos de água em diferentes
graus de trofia, ou seja, avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientes e seu
efeito relacionado ao crescimento excessivo das algas, ou o potencial para o crescimento de
macrófitas aquáticas.
O Índice do Estado Trófico adotado será o índice clássico introduzido por Carlson
(www.cetesb.sp.gov.br adaptado de CARLSON, 1981), que através de método estatístico
baseado em regressão linear, alterou as expressões originais para adequá-las a ambientes
subtropicais. Este índice utiliza três avaliações de estado trófico em função dos valores obtidos
para as variáveis: transparência (profundidade de desaparecimento do disco de Secchi), clorofila
a e fósforo total.
Das três variáveis citadas para o cálculo Índice do Estado Trófico foram aplicadas neste
trabalho duas: clorofila a e fósforo total, uma vez que os valores de transparência muitas vezes
não são representativos do estado de trofia, pois esta pode ser afetada pela elevada turbidez
decorrente de material mineral em suspensão e não apenas pela densidade de organismos
planctônicos, além de muitas vezes não dispormos destes dados.
O Índice do Estado Trófico, será composto pelo Índice do Estado Trófico para o fósforo
- IET(P), e o Índice do Estado Trófico para a clorofila a - IET(CL), são:
  ln 80,32 P  
IET ( P) = 106 − 

ln 2

 
(1)
  2,04 − 0,695 ln CL 
IET (CL) = 10 6 − 

ln 2

 
(2)
onde:
• P = concentração de fósforo total medida à superfície da água, em µg.L-1
• CL = concentração de clorofila a medida à superfície da água, em µg.L-1
O IET será a média aritmética será a média aritmética das equações 1 e 2:
IET = [ IET ( P ) + IET ( CL) ] / 2
(3)
17
Os valores obtidos devem ser avaliados de acordo com a Tabela 3.2.
Tabela 3.2 Classificação do Estado Trófico segundo o Índice Carlson Modificado
Valor de IET
P-Total (mg.m-3)
Oligotrófico
IET = 44
P = 26,5
Mesotrófico
44 < IET = 54
26,5 < P = 53,0
3,8 < C = 10,3
Eutrófico
54 < IET = 74
53,0 < P = 211,9
10,3 < CL = 76,1
IET > 74
211,90 < P
76,1 < CL
Estado Trófico
Hiperutrófico
Clorofila a (mg.m-3)
CL = 33,8
18
3.4
METODOLOGIA DA ANÁLISE ESTATÍSTICA
Um conjunto de dados tem distribuição normal se sua função densidade é dada pó (ZAR,
1996):
f ( x) =
−
1
σ 2π
e
( x− µ )
2σ 2
onde:
µ = média
σ² = variância
A curva normal é uma distribuição que possibilita determinar probabilidades associadas
a todos os dados da curva (MAGALHÃES E LIMA, 2002; ZAR, 1996; GROPPO, 2005).
Para definição da metodologia a ser utilizada na comparação dos resultados antes e após
o programa de saneamento foi testada a normalidade dos dados. Quando um conjunto de
resultados apresenta distribuição normal pode-se utilizar estatística não paramétrica. Caso
existam conjuntos de valores com distribuição não normal utiliza-se estatística não paramétrica.
Neste trabalho, para verificação da normalidade dos dados foi utilizada a metodologia de
Shapiro-Wilk (Teste W), através do programa Statistica 6.0
®
. Este é um dos testes mais usados
pela robustez e menor limitação no tratamento de dados (ZAR, 1996). Segundo Seier (2002)
apud Miranda (2005) através da comparação de diversos métodos existentes, o que se mostrou
melhor em detectar não normalidade, na maioria das situações, foi o Teste W.
A estatística W de teste para normalidade é definida como:
W =
b2
s
2
n
= ( ∑ ai yi )
i =1
2
n
∑ ( yi − y i ) 2
i =1
Onde yi é a variável aleatória e ai são coeficientes tabelados. Valores altos de W indicam que os
dados não apresentam distribuição normal (ZAR, 1996; Engineering Statistics Handbook). Neste
19
teste a hipótese de nulidade expressa que os dados em questão têm distribuição normal
(GIANNOTTI et alii, 2005) sendo avaliado pelo nível de significância p em função de W, dado
por:
(∑i =i ai x(i ) ) 2
n
W =
∑
n
i =1
( xi − x ) 2
onde:
a: constante gerada pela média/variância e covariância
n: tamanho da amostra
x : Média
Com W pode ser calculada a estatística p, distribuições que apresentarem valores
inferiores ao valor de significância adotado serão consideradas não normais.
y = (1 − W ) λ
Z=
(y − µy )
σy
p = 1 − Φ(Z )
onde:
µy = média de y
σy = desvio padrão de y
λ = Calculado com base nos dados da Tabela 3.3
Tabela 3.3. Coeficientes para λ, µx e σy para o teste W.
Coeficientes
Parâmetro
λ
ln (µy)
ln (σy)
0
1
2
7-20
0,118898
0,133414
0,327907
21-2000
0,480385
0,318828
7-20
-0,37542
-0,49215
-1,12433
-0,19942
21-2000
-1,91487
-1,37888
-0,04183
0,106634
7-20
-3,15805
0,729399
3,01855
1,558776
21-2000
-3,73538
-1,01581
-0,33189
0,177354
Valores de n
Fonte: Miranda (2005) apud Royston (1982).
3
4
5
-0,02417
0,008797
0,00299
-0,03514
-0,01505
-0,01639
-0,03215
6
0,003853
20
Para comparação entre os resultados antes e depois do programa de saneamento foi
utilizado o teste não paramétrico de Mann-Whitney através do programa Statistica 6.0 ®. Para a
realização do teste as observações originais das duas amostras são reunidas em um único grupo,
sendo o conjunto ordenado e transformado em ranks, que serão utilizados para calcular a
estatística U. Considerando:
n1 = número de casos da menor amostra
n2 = número de casos da maior amostra
N = total de casos das duas amostras
R1 = soma dos ranks da amostra de tamanho n1
R2 = soma dos ranks da amostra de tamanho n2
Calcula-se U e U’ a partir de R1 e de R2 pelas equações 1 e 2 e toma-se o menor deles:
U = n1 .n 2 +
n1 .(n1 + 1)
− R1
2
(1)
U ' = n1 .n2 +
n 2 .(n 2 + 1)
− R2
2
(2)
Uma vez selecionado o menor dos dois valores de U calculados, recorre-se à tabela bilateral de U
para α previamente determinado, procurando localizar o valor crítico de Uα(2),n2,n1 .
Se U > Uα(2),n2,n1 não se rejeita H0
Se U ≤ Uα(2),n2,n1 rejeita-se H0
H0: as duas amostras apresentam a mesma distribuição
H1: as duas amostras apresentam distribuições diferentes
A tabela de U varia de n1=20 e n2=40. Quando as amostras são maiores, U tem
distribuição que tende para curva normal, sendo que neste caso, U deve ser transformado em z e
sua probabilidade de ocorrência verificada na tabela de z.
21
4
4.1
RESULTADOS
ANÁLISES FÍSICO-QUIMICAS DA ÁGUA
A normalidade dos dados, agrupados por análise e ponto de amostragem, foi testada pelo
teste Shapiro Wilk - Teste W (Tabela 4.1). Os números em vermelho indicam pontos onde não
foi observada normalidade na distribuição dos resultados para um nível de significância de 95%.
A análise dos dados indica que todos as variáveis apresentaram distribuição normal para os
resultados quando se inclui todos os pontos de amostragem na realização do teste (indicado como
Total na Tabela 4.1).
A temperatura apresentou distribuição normal somente em RP6, o mesmo ocorrendo
para a concentração de O2 que somente não apresentou distribuição normal em RP7. Como o
oxigênio dissolvido é uma variável dependente da temperatura era esperado que a normalidade na
distribuição dos dados de temperatura fosse refletida nesta variável. Entretanto, processos de
respiração e fotossíntese também podem influir na quantidade de O2 dissolvido na água.
O Potencial Redox apresentou distribuição normal somente em RP2 e RP5 e o nitrato
em RP1 e RP6.
Além das variáveis citadas anteriormente, não apresentaram distribuição normal em RP1
as variáveis turbidez e Clorofila a. O mesmo foi observado para nitrato, saturação de O2, pH,
turbidez e Clorofila a em RP2. Em RP3, o Ca+2, alcalinidade total, condutividade, e Sólidos
Totais Dissolvidos (STD) não apresentaram distribuição normal e em RP4, o mesmo ocorreu para
K+, saturação de O2 e alcalinidade total. Em RP5 não apresentaram distribuição normal NH4+, K+,
Na+, condutividade e STD. É interessante salientar que em RP6, único ponto além de RP1 onde o
nitrato não apresentou distribuição normal, as outras formas de nitrogênio dissolvido (nitrito e íon
amônio) o fizeram. Além destas variáveis, o Na+, K+, O2 (% saturação) e STD apresentaram
distribuição normal. RP7 foi o único ponto em que o P-Total apresentou distribuição normal
juntamente com Clorofila a e Cu+2.
22
Tabela 4.1 – Normalidade dos resultados
Análise
Nitrogênio Total, mgL-1
NO3 , mgL-1
NO2 , mgL-1
NH4+, mgL-1
N Orgânico, mgL-1
PO43+, mgL-1
FósforoTotal, mgL-1
P Orgânico, mgL-1
K+, mgL-1
Na+, mgL-1
Ca+2, mgL-1
Mg+2, mgL-1
Zn+2, mgL-1
Cu+2, mgL-1
Fe+3, mgL-1
Mn+2, mgL-1
Temperatura, °C
O2, mg de O2 L-1
O2, % saturação
pH
Alcalinidade Total, mmol CO2L-1
Condutividade, µScm-1
Potencial Redox, mV
STD, mgL-1
STS, mgL-1
Turbidez, UNT
UFC__100
Clorofila a, mgL-1
Total
W
0,928
0,893
0,865
0,595
0,902
0,741
0,899
0,810
0,551
0,868
0,679
0,556
0,061
0,094
0,283
0,437
0,984
0,971
0,962
0,911
0,900
0,926
0,978
0,627
0,051
0,874
0,604
0,771
p
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,018
0,001
0,000
0,000
0,000
0,000
0,007
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
RP1
W
0,608
0,701
0,468
0,843
0,622
0,360
0,841
0,830
0,685
0,397
0,610
0,640
0,780
0,771
0,498
0,775
0,972
0,958
0,455
0,884
0,793
0,855
0,977
0,501
0,335
0,937
0,337
0,932
p
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,629
0,312
0,000
0,005
0,003
0,001
0,765
0,000
0,000
0,063
0,000
0,078
RP2
W
0,855
0,970
0,679
0,889
0,837
0,837
0,866
0,748
0,570
0,569
0,484
0,400
0,468
0,335
0,713
0,527
0,973
0,954
0,946
0,958
0,844
0,690
0,911
0,825
0,505
0,952
0,454
0,943
p
0,001
0,490
0,000
0,005
0,000
0,001
0,002
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,605
0,263
0,171
0,335
0,011
0,000
0,033
0,008
0,000
0,161
0,000
0,111
RP3
W
0,922
0,949
0,910
0,568
0,877
0,731
0,835
0,770
0,417
0,775
0,915
0,895
0,232
0,264
0,810
0,864
0,963
0,948
0,888
0,779
0,982
0,925
0,978
0,917
0,561
0,933
0,444
0,928
p
0,024
0,513
0,027
0,000
0,001
0,000
0,001
0,000
0,000
0,000
0,052
0,020
0,000
0,000
0,001
0,008
0,399
0,188
0,007
0,000
0,958
0,068
0,917
0,051
0,000
0,042
0,000
0,043
RP4
W
0,914
0,916
0,912
0,451
0,880
0,883
0,899
0,775
0,921
0,887
0,544
0,440
0,378
0,341
0,344
0,348
0,976
0,970
0,940
0,819
0,986
0,905
0,953
0,506
0,274
0,931
0,802
0,904
p
0,012
0,167
0,035
0,000
0,002
0,007
0,015
0,000
0,104
0,024
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,709
0,594
0,119
0,000
0,989
0,017
0,276
0,000
0,000
0,037
0,000
0,008
RP5
W
0,903
0,935
0,881
0,922
0,924
0,650
0,870
0,868
0,935
0,927
0,531
0,487
0,484
p
0,006
0,390
0,009
0,063
0,027
0,000
0,004
0,004
0,217
0,152
0,000
0,000
0,000
0,814
0,773
0,967
0,955
0,918
0,912
0,901
0,950
0,890
0,903
0,718
0,918
0,860
0,915
0,001
0,000
0,417
0,268
0,032
0,022
0,036
0,215
0,016
0,267
0,000
0,016
0,002
0,022
RP6
W
0,939
0,823
0,948
0,982
0,934
0,762
0,850
0,722
0,941
0,951
0,585
0,418
0,697
0,739
0,838
0,539
0,907
0,967
0,971
0,855
0,844
0,906
0,936
0,949
0,729
0,898
0,776
0,932
p
0,069
0,007
0,232
0,922
0,049
0,000
0,002
0,000
0,278
0,411
0,000
0,000
0,000
0,000
0,003
0,000
0,011
0,505
0,612
0,001
0,003
0,018
0,090
0,626
0,000
0,006
0,000
0,049
RP7
W
0,923
0,979
0,854
0,517
0,910
0,784
0,939
0,888
0,856
0,895
0,608
0,520
0,624
0,912
0,874
0,594
0,968
0,806
0,703
0,867
0,541
0,424
0,953
0,544
0,726
0,935
0,724
0,946
p
0,022
0,963
0,002
0,000
0,010
0,000
0,114
0,003
0,007
0,033
0,000
0,000
0,000
0,053
0,009
0,000
0,495
0,000
0,000
0,001
0,000
0,000
0,236
0,000
0,000
0,049
0,000
0,109
23
Neste trabalho todas as vezes que forem citadas as diferenças de resultados antes e
após o programa de saneamento tratar-se-á de resultados obtidos através do teste de Mann
Whitney (p<0,1). A ligação dos interceptores de esgoto pela COPASA – Companhia de Águas
e Saneamento de Minas Gerais foi feita em junho de 2003. Consideram-se como resultados
“antes” as medições compreendidas entre janeiro de 2002 e maio de 2003 e como “depois” os
resultados de junho de 2003 a dezembro de 2004.
A Figura 4.1 mostra a dispersão dos resultados de Nitrogênio Total nos pontos RP1 a
RP7. Nenhum ponto apresenta valores diferentes de N-Total antes e depois do tratamento.
10,0
8,0
6,0
4,0
01/08/04
17/02/05
01/08/04
17/02/05
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP2
Ponto: RP3
10,0
8,0
6,0
4,0
Ponto: RP4
Ponto: RP5
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
0,0
05/11/01
2,0
Ponto: RP6
10,0
Histograma: N_TOTAL
Shapiro-Wilk W=,92775, p=,00000
Expected Normal
8,0
17/02/05
No. de obs.
Ponto: RP7
01/08/04
70
14/01/04
80
0,0
28/06/03
90
2,0
10/12/02
100
4,0
24/05/02
6,0
05/11/01
Nitrogênio Total, mgL-1
Ponto: RP1
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
0,0
05/11/01
2,0
60
50
40
30
20
10
0
0,0
2,0
4,0
6,0
Concentração, mgL-1
Figura 4.1 Dispersão do N-Total (mgL-1) e Histograma
8,0
10,0
24
O nitrogênio na forma de nitrato apresentou valores diferentes após o programa de
saneamento somente em RP2 (Figura 4.2). Nos gráficos de dispersão (Figura 4.3) fica nítida a
variabilidade deste parâmetro em todos os pontos de coleta, principalmente em RP6.
0,7
0,6
0,4
-
NO3 , mgL-1
0,5
0,3
0,2
0,1
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP2
Figura 4.2 Nitrato: Ponto onde houve diferença antes e após o programa de saneamento – RP2
Ponto: RP4
14/01/04
01/08/04
17/02/05
14/01/04
01/08/04
17/02/05
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP5
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP3
Ponto: RP6
Histogram: N_NO 3___
Shapiro-Wilk W=,89324, p=,00000
Expected Normal
55
45
17/02/05
40
35
No. de obs.
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
50
05/11/01
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
Ponto: RP2
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
NO3-, mgL-1
Ponto: RP1
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
05/11/01
25
Ponto: RP7
30
25
20
15
10
5
0
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
Concentração, mgL-1
Figura 4.3 Nitrato: Dispersão e histograma
As concentrações de nitrito se apresentaram relativamente baixas de RP1 a RP3 e
mais altas de RP4 em diante dentro do ribeirão Ipanema (Figura 4.4). Para este parâmetro os
resultados se apresentaram diferentes antes e após o programa de saneamento ambiental em
RP3. RP1, não contemplado pelo programa, também apresentou diferenças antes e depois,
bem como nos resultados gerais utilizando dados de todos os pontos. Os dois pontos de coleta
no rio Doce (RP6 e RP7) também apresentaram resultados diferentes no período após o
programa de saneamento (Figura 4.5).
Ponto: RP7
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
Ponto: RP4
0,4
0,2
0
0,0
0,8
0,6
0,2
0,4
Ponto: RP2
Ponto: RP5
0,2
Concentração, mgL-1
0,6
Figura 4.4 Dispersão do nitrito (mg L-1), Box Plots e Histograma
0,8
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
0,4
17/02/05
0,6
01/08/04
0,8
01/08/04
Ponto: RP3
14/01/04
1,0
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
Ponto: RP1
No. de obs.
0,0
24/05/02
0,0
05/11/01
0,0
05/11/01
NO2-, mgL-1
26
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
1,0
Ponto: RP6
Shapiro-Wilk W=,86507, p=,00000
Expected Normal
Histogram: N_NO 2___
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
1,0
1,0
1,0
0,9
0,9
0,8
0,8
0,7
0,7
0,6
0,6
NO2 , mgL-1
0,5
-
-
NO2 , mgL-1
27
0,5
0,4
0,4
0,3
0,3
0,2
0,2
0,1
0,1
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
0,0
Antes
Median
25%-75%
Min-Max
RP3
1,0
0,9
0,9
0,8
0,8
0,7
0,7
0,6
0,6
NO2 , mgL-1
1,0
-
0,5
0,5
0,4
0,4
0,3
0,3
0,2
0,2
0,1
0,1
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
0,0
Antes
RP6
depois
RP7
1,0
0,9
0,8
0,7
-
NO2 , mgL-1
-
NO2 , mgL-1
RP1
depois
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
GERAL
Figura 4.5 Nitrito: pontos onde houve variação antes e após o programa de saneamento
Median
25%-75%
Min-Max
28
As concentrações de íon amônio foram as mais altas dentre as formas inorgânicas de
nitrogênio (Figura 4.6). O único ponto em que os valores apresentaram diferenças antes e após
o programa de saneamento é RP6 (Figura 4.7).
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
01/08/04
17/02/05
17/02/05
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP2
01/08/04
Ponto: RP1
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
0,0
05/11/01
1,0
Ponto: RP3
6,0
5,0
3,0
2,0
Ponto: RP4
Ponto: RP5
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
0,0
24/05/02
1,0
05/11/01
NH4+, mgL-1
4,0
Ponto: RP6
6,0
Histogram: N_NH4
5,0
4,0
200
3,0
17/02/05
01/08/04
140
No. de obs.
Ponto: RP7
14/01/04
28/06/03
10/12/02
160
24/05/02
180
1,0
05/11/01
2,0
0,0
+
Shapiro-Wilk W=,59470, p=0,0000
Expected Normal
120
100
80
60
40
20
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Concentração, mgL-1
Figura 4.6 Dispersão de amônio (mg L-1), e Histograma
Como RP6 se localiza a montante da foz do ribeirão Ipanema, seu comportamento não
está diretamente afetado pelo programa de saneamento, sendo um ponto de referência para
estimar o impacto desse programa sobre o rio Doce. A predominância do íon amônio como
forma inorgânica do nitrogênio no ribeirão Ipanema é provavelmente o resultado da pouca
disponibilidade de O2 aquoso, mesmo após a remoção dos esgotos, para completar a
nitrificação.
29
1,6
1,4
1,2
+
NH 4 , mgL
-1
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
RP6
Figura 4.7 Amônio: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento – RP6
O nitrogênio orgânico apresenta diferenças antes e após o programa de saneamento
somente em RP2 (Figura 4.8), com uma tendência a diminuição dos valores. É importante
lembrar que o nitrato também apresentou diferença neste ponto, só que com tendência a
aumento da concentração. A variabilidade dos valores de N-Orgânico é bem acentuada em
todos os pontos de coleta (Figura 4.9)
9,0
8,0
7,0
N Orgânico, mgL
-1
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP2
Figura 4.8 Nitrogênio Orgânico: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento –
RP2
30
10,0
8,0
6,0
4,0
01/08/04
17/02/05
01/08/04
17/02/05
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP2
Ponto: RP3
10,0
8,0
6,0
4,0
Ponto: RP4
Ponto: RP5
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
0,0
24/05/02
2,0
05/11/01
Nitrogênio Orgânico, mgL-1
Ponto: RP1
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
0,0
05/11/01
2,0
Ponto: RP6
10,0
Histogram: N_ORG
Shapiro-Wilk W=,90167, p=,00000
Expected Normal
8,0
6,0
140
4,0
120
17/02/05
01/08/04
100
No. de obs.
Ponto: RP7
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
0,0
05/11/01
2,0
80
60
40
20
0
00
02
04
06
08
010
Concentração, mgL-1
Figura 4.9 Dispersão do Nitrogênio Orgânico (mgL-1) e Histograma
São diversas as fontes de nitrogênio nas águas naturais. Os esgotos sanitários
constituem em geral a principal fonte, lançando nas águas nitrogênio orgânico ligado a
proteínas e nitrogênio amoniacal, devido à hidrólise sofrida pela uréia na água. Alguns
efluentes industriais também concorrem para as descargas de nitrogênio orgânico e amoniacal
nas águas. A atmosfera é outra fonte importante através de diversos mecanismos: fixação
biológica desempenhada por bactérias e algas que incorporam o nitrogênio atmosférico em
seus tecidos, contribuindo para a presença de nitrogênio orgânico nas águas; a fixação
química, reação que depende da presença de luz, concorre para as presenças de amônia e
nitratos nas águas, as lavagens da atmosfera poluída pelas águas pluviais concorrem para as
31
presenças de partículas contendo nitrogênio orgânico bem como para a dissolução de amônia e
nitratos. Nas áreas agrícolas, o escoamento das águas pluviais pelos solos fertilizados também
contribui para a presença de diversas formas de nitrogênio. Também nas áreas urbanas, as
drenagens de águas pluviais associadas às deficiências do sistema de limpeza pública,
constituem fonte difusa de difícil caracterização (www.cetesb.sp.gov.br). Na Figura 4.10 são
apresentadas as variações das formas de nitrogênio para cada ponto de coleta antes e após o
programa de saneamento de esgoto.
100,0%
90,0%
80,0%
70,0%
60,0%
50,0%
40,0%
30,0%
20,0%
RP7 depois
RP7 antes
RP6 depois
RP6 antes
RP5 depois
RP5 antes
RP4 depois
RP4 antes
RP3 depois
RP3 antes
RP2 depois
RP2 antes
RP1 depois
0,0%
RP1 antes
10,0%
N Orgânico, mgL-1
NH4+ , mgL-1
NO2-, mgL-1
NO3-2 mgL-1
Figura 4.10 Variação das formas de nitrogênio antes e após o programa de saneamento
Tanto o fósforo total, como o fósforo orgânico, apresentaram grande variabilidade
dos resultados com picos de concentrações em todos os pontos (Figura 4.11 e 4.14). Somente
32
em RP2 houve diferença entre os resultados antes e depois do programa de saneamento
14/01/04
01/08/04
17/02/05
14/01/04
01/08/04
17/02/05
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP5
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
Ponto: RP3
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
Ponto: RP2
Ponto: RP4
Ponto: RP6
Histogram: P_TOTAL
Shapiro-Wilk W=,89894, p=,00000
Expected Normal
140
17/02/05
100
No. de obs.
Ponto: RP7
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
120
24/05/02
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
05/11/01
Fósforo Total, mgL -1
Ponto: RP1
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
05/11/01
(Figura 4.12 e 4.13).
80
60
40
20
0
0,0
0,5
1,0
Concentração, mgL-1
Figura 4.11 Dispersão do P-Total (mg L-1) e Histograma
1,5
2,0
33
1,8
1,6
1,4
FósforoTotal, mgL
-1
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP2
Figura 4.12 P-Total: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento – RP2
1,2
1,0
P Orgânico, mgL
-1
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP2
Figura 4.13 Fósforo Orgânico: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento
RP2
34
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
01/08/04
17/02/05
01/08/04
17/02/05
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP2
Ponto: RP3
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
Ponto: RP4
Ponto: RP5
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
0,0
24/05/02
0,2
05/11/01
Fósforo Orgânico, mgL-1
Ponto: RP1
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
0,0
05/11/01
0,2
Ponto: RP6
1,2
1,0
Histogram: P_ORG
Shapiro-Wilk W=,80974, p=,00000
Expected Normal
0,8
0,6
120
0,4
0,2
Ponto: RP7
80
No. de obs.
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
100
05/11/01
0,0
60
40
20
0
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Concentração, mgL-1
Figura 4.14 Dispersão do Fósforo orgânico (mgL-1) e Histograma
As concentrações de fosfato apresentaram picos em alguns dos pontos (Figura 4.15).
Para este parâmetro, apresentaram diferença antes e após o programa de saneamento
ambiental: RP1, RP3 e RP4 (Figura 4.16).
O fósforo aparece em águas naturais devido principalmente às descargas de esgotos
sanitários e pode se apresentar como fósforo orgânico, ortofosfatos (que se combinam com
cátions formando sais inorgânicos nas águas) e polifosfatos ou fosfatos condensados que são
polímeros de ortofosfatos, menos importantes no estudo da poluição por se converter
rapidamente em ortofosfato (www.cetesb.sp.gov.br).
35
Apesar de ser um nutriente limitante para processos biológicos, o excesso de fósforo,
conduz a processos de eutrofização das águas naturais. A figura 4.17 mostra a variação do
fósforo orgânico e do fosfato antes e após o programa de saneamento em cada ponto do
ribeirão Ipanema e do rio Doce.
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
10/12/02
14/01/04
10/12/02
14/01/04
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
17/02/05
05/11/01
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP2
Ponto: RP4
Ponto: RP3
Ponto: RP5
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP7
Ponto: RP6
Histogram: P_PO4
3+
Shapiro-Wilk W=,74112, p=,00000
Expected Normal
120
100
80
No. de obs.
PO 43+
Ponto: RP1
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
60
40
20
0
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
Concentração, mgL-1
Figura 4.15 Dispersão do Fosfato (mgL-1) e Histograma
0,6
0,7
0,8
0,5
0,4
0,4
0,3
0,3
PO43+ , mgL-1
0,5
0,2
0,1
0,2
0,1
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
0,0
Antes
RP1
depois
RP3
0,5
0,4
PO4 3+ , mgL-1
PO43+ , mgL-1
36
0,3
0,2
0,1
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP4
Figura 4.16 Fosfato: ponto em que houve diferença antes e após programa de saneamento
Median
25%-75%
Min-Max
37
100,0%
90,0%
80,0%
70,0%
60,0%
50,0%
40,0%
30,0%
20,0%
RP7 depois
RP7 antes
RP6 depois
RP6 antes
RP5 depois
RP5 antes
RP4 depois
RP4 antes
RP3 depois
RP3 antes
RP2 depois
RP2 antes
RP1 depois
0,0%
RP1 antes
10,0%
P-Total, mgL-1
PO4-3 mgL-1
Figura 4.17 Variação das formas de fósforo antes e após o programa de saneamento
A temperatura apresenta grande variação em todos os pontos amostrados durante o
estudo (Figura 4.18). Os valores obtidos apresentaram diferenças antes e depois somente para
os resultados gerais (todo os pontos) e RP2 (Figura 4.19). Em todos esses pontos a amplitude
de variação diminui após o programa de saneamento, porém há aumento da mediana.
Possivelmente, isso foi efeito da diminuição do volume de efluentes que chegavam ao ribeirão
Ipanema, que poderiam ter temperatura menor que as águas expostas à radiação solar direta.
Os pontos em que houve diferença antes e após o programa de saneamento para o
oxigênio dissolvido são RP2, RP5 e para os pontos tomados em conjunto (Figura 4.20). Este
parâmetro apresentou valores muito baixos em todos os pontos (Figura 4.21), em todos eles
observa-se diminuição da mediana. O mesmo ocorreu para saturação de oxigênio em RP5 e
RP7 (Figuras 4.22 e 4.23).
32,0
30,0
28,0
26,0
24,0
22,0
20,0
18,0
16,0
14,0
17/02/05
01/08/04
Nº de observações
Ponto: RP7
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
32,0
30,0
28,0
26,0
24,0
22,0
20,0
18,0
16,0
14,0
Ponto: RP4
12,0
14,0
16,0
18,0
20,0
22,0
24,0
Ponto: RP5
Temperatura, ºC
26,0
Figura 4.18 Dispersão da Temperatura (ºC) e Histograma
28,0
Ponto: RP6
60
50
40
30
20
10
0
30,0
32,0
17/02/05
17/02/05
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
01/08/04
Ponto: RP3
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP2
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
Ponto: RP1
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
32,0
30,0
28,0
26,0
24,0
22,0
20,0
18,0
16,0
14,0
05/11/01
Temperatura, °C
38
32,0
32,0
30,0
30,0
28,0
28,0
26,0
26,0
Temperatura, °C
Temperatura, °C
39
24,0
22,0
24,0
22,0
20,0
20,0
18,0
18,0
16,0
16,0
Median
25%-75%
Min-Max
14,0
Antes
depois
14,0
Antes
Geral
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP2
12,0
12,0
10,0
10,0
8,0
8,0
O2, mg de O2 L-1
O2, mg de O2 L-1
Figura 4.19 Temperatura (ºC): pontos em que houve diferença antes e após programa de saneamento
6,0
6,0
4,0
4,0
2,0
2,0
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
0,0
Antes
GERAL
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP2
12,0
10,0
O2, mg de O2 L-1
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP5
Figura 4.20 Oxigênio Dissolvido (mgL-1): pontos em que houve diferença antes e após o programa de
saneamento
40
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP1
Ponto: RP2
Ponto: RP3
12,0
10,0
O2, mgO 2L-1
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
10/12/02
14/01/04
10/12/02
14/01/04
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
17/02/05
05/11/01
17/02/05
28/06/03
01/08/04
28/06/03
01/08/04
24/05/02
24/05/02
24/05/02
28/06/03
01/08/04
70
Ponto: RP4
Ponto: RP5
Ponto: RP6
12,0
60
10,0
8,0
50
4,0
2,0
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Nº de observações.
6,0
40
30
20
Ponto: RP7
10
0
-2,0
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
O2, MgL-1
Figura 4.21 Dispersão do Oxigênio Dissolvido (mgL-1) e Histograma
A diminuição nos valores de O2 dissolvido não é o que se normalmente espera como
resposta de um corpo d’água, após a remoção de cargas de esgoto doméstico. O déficit de O2
dissolvido pode ser parcialmente explicado pelo aumento na temperatura da água, que diminui
a massa de oxigênio gasoso a ser convertida a oxigênio aquoso ou principalmente pelo gasto
de oxigênio na oxidação da matéria orgânica acumulada no sedimento. Neste caso, o oxigênio
disponibilizado pela retirada das entradas de esgoto doméstico estaria sendo prontamente
utilizado pela grande quantidade de matéria orgânica retida no sedimento não sendo possível
detectar aumentos de concentração nas análises realizadas.
41
160,0
140,0
120,0
100,0
80,0
60,0
40,0
20,0
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP2
Ponto: RP4
160,0
140,0
120,0
100,0
80,0
60,0
40,0
20,0
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP3
Ponto: RP7
Ponto: RP5
Ponto: RP6
60
50
40
Nº de observações.
O2, % saturação
Ponto: RP1
160,0
140,0
120,0
100,0
80,0
60,0
40,0
20,0
0,0
10/12/02
14/01/04
10/12/02
14/01/04
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
17/02/05
05/11/01
17/02/05
28/06/03
01/08/04
28/06/03
01/08/04
24/05/02
24/05/02
24/05/02
28/06/03
01/08/04
30
20
10
0
-20,0
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
120,0
O2, % saturação
Figura 4.22 Dispersão Saturação de Oxigênio Dissolvido (%) e Histograma
140,0
140,0
140,0
120,0
120,0
100,0
100,0
O2, % saturação
O2, % saturação
42
80,0
60,0
80,0
60,0
40,0
40,0
20,0
20,0
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
0,0
Antes
RP5
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP7
Figura 4.23 Saturação de oxigênio (%): pontos em que houve diferença antes e após o programa de
saneamento
O único ponto que apresentou diferença de pH antes e após o programa de
saneamento foi RP4 (Figura 4.24), no centro de Ipatinga. A maior parte dos valores de pH
medidas está compreendida entre 6,5 e 7,5. O menor valor medido de pH foi 5,4 em RP4 em
agosto de 2002 e o maior 9,10 em RP3 em dezembro de 2002 (Figura 4.25).
9,0
8,5
8,0
pH
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP4
Figura 4.24 pH: ponto em que houve diferença antes e após o programa de saneamento
43
9,5
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
pH
Ponto: RP1
Ponto: RP2
Ponto: RP3
9,5
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
10/12/02
14/01/04
10/12/02
14/01/04
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
17/02/05
05/11/01
17/02/05
28/06/03
01/08/04
28/06/03
01/08/04
24/05/02
24/05/02
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP4
Ponto: RP5
Ponto: RP7
Ponto: RP6
110
100
90
80
Nº de observações
9,5
9,0
8,5
8,0
7,5
7,0
6,5
6,0
5,5
5,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
70
60
50
40
30
20
10
0
5,0
5,5
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
9,0
9,5
pH
Figura 4.25 Dispersão pH e Histograma
Os principais cátions presentes em águas naturais são: Ca+2, Mg+2, Na+, K+, Fe+3 e
Mn+2 (ESTEVES, 1998). As concentrações de potássio (mg L-1) apresentaram maior variação
em RP6. As menores concentrações deste íon podem ser observadas em RP1.
A variabilidade íon sódio apresentou comportamento visivelmente diferente em RP1
em relação aos demais pontos. Neste, as concentrações apresentaram menor amplitude de
variação como se pode ver na Figura 4.26, mantendo-se numa pequena faixa durante todo
período analisado. O valor da mediana de RP6 é 16,76 mg L-1, superior aos demais pontos.
Para o cálcio os pontos RP1, RP2 e RP3 apresentaram de maneira geral as menores
concentrações. Em RP2, RP4 e RP5 pode-se observar valores extremos superiores a 40 mgL-1,
44
e em RP7 29,95 mgL-1. É importante salientar que todas essas ocorrências deram-se no ano de
2002, antes do programa de saneamento. Nas amostragens posteriores o único valor registrado
nesta ordem é de 48,36 mgL-1 em RP6 (julho de 2004). Ressalte-se que o íon magnésio
apresentou as maiores concentrações exatamente nas mesmas datas e pontos que o cálcio. Da
mesma maneira após o ano de 2002 só houve ocorrência de valor extremo deste metal em
RP6, julho de 2007, onde se encontrou o valor de 13 mgL-1.
Para os íons Zn+2 e Cu+2, as diferenças antes e após o programa de saneamento não
foram detectadas dentro dos níveis de significância adotados neste trabalho.
Para o teste de Mann Whitney, os resultados das análises de metais apresentaram
diferenças antes e após o programa de saneamento são mostrados na Tabela 4.2.
Tabela 4.2 Pontos onde os metais apresentaram diferença antes e após o programa de saneamento
Íons, mgL-1 Geral RP1 RP2 RP3 RP4 RP5 RP6 RP7
K+
≠
Na+
≠
Ca+2
≠
Mg+2
≠
≠
≠
≠
≠
≠
≠
≠
≠
≠
Zn+2
Cu+2
Fe+3
Mn+2
≠
≠
≠
≠
45
26,0
35,0
Median
Extremes
24,0
Median
Extremes
22,0
25%-75%
Non-Outlier Range
Outliers
25%-75%
Non-Outlier Range
Outliers
30,0
20,0
25,0
18,0
Na+ , mgL-1
K+ , mgL-1
16,0
14,0
12,0
20,0
15,0
10,0
10,0
8,0
6,0
5,0
4,0
2,0
0,0
RP1
0,0
RP1
RP2
RP3
RP4
RP5
RP6
RP2
RP3
RP4
RP5
RP6
RP7
RP7
60,0
18,0
Median
Extremes
25%-75%
Non-Outlier Range
Median
Extremes
Outliers
25%-75%
Non-Outlier Range
Outliers
16,0
50,0
14,0
12,0
Mg+2, mgL-1
Ca+2 , mgL-1
40,0
30,0
10,0
8,0
6,0
20,0
4,0
10,0
2,0
0,0
RP1
0,0
RP1
RP2
RP3
RP4
RP5
RP6
RP2
RP3
RP7
RP4
RP5
RP6
RP7
Ponto
220,0
3,5
200,0
3,0
180,0
Median
Extremes
160,0
25%-75%
Non-Outlier Range
Median
Extremes
Outliers
25%-75%
Non-Outlier Range
Outliers
2,5
Mn+2 , mgL-1
Fe+3 , mgL-1
140,0
120,0
100,0
2,0
1,5
80,0
1,0
60,0
40,0
0,5
20,0
0,0
0,0
RP1
RP2
RP3
RP4
RP5
RP6
RP7
RP1
RP2
RP3
RP4
RP5
RP6
RP7
Figura 4.26 Box Plots dos metais
Os valores de condutividade apresentaram correlações de 0,42; 0,35; 0,45 e 0,40 com
os íons potássio, sódio, cálcio e magnésio, respectivamente antes do programa de saneamento.
Após o programa de saneamento este parâmetro apresentou correlações significativas (p<0,05)
46
com o nitrito, temperatura, concentração de O2. Os valores obtidos foram: 0,48; 0,43; e 0,60.
Os valores apresentaram maior dispersão em RP5 e na maioria das leituras obtiveram-se
valores que variaram de 0 a 200 μS.cm-1, sendo a maior parte superior a 100 μS.cm-1 (Figura
4.27). Valores de condutividade acima de 100 μS.cm-1 sugerem ambientes impactados, dado
aos baixos (10 a 20 μS.cm-1) valores de condutividade em ecossistemas lóticos em áreas
protegidas na região (M. G. Sabará. Comunicação Pessoal). Os pontos que apresentaram
diferença antes e após o programa de saneamento foram RP1, RP2, RP3 e RP4 (Figura 4.28).
Uma maior condutividade elétrica sugere mineralização mais rápida de material orgânico,
provavelmente estocado no sedimento. Essa mineralização, desde que aeróbia, também
contribui para diminuição no conteúdo de O2 dissolvido.
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP2
Ponto: RP4
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP3
Ponto: RP7
Ponto: RP5
Ponto: RP6
50
45
40
35
Nº de observações
Condutividade, μ S.cm -1
Ponto: RP1
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
30
25
20
15
10
5
0
-50,0
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
300,0
Condutividade (μS.cm -1)
Figura 4.27 Dispersão da condutividade (μS.cm-1) e Histograma
350,0
400,0
450,0
450,0
450,0
400,0
400,0
350,0
350,0
300,0
300,0
Condutividade,µScm-1
Condutividade,µScm-1
47
250,0
200,0
150,0
250,0
200,0
150,0
100,0
100,0
50,0
50,0
Median
25%-75%
Min-Max
0,0
Antes
depois
Antes
Geral
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP1
450,0
450,0
400,0
400,0
350,0
Condutividade,µScm-1
Condutividade,µScm-1
350,0
300,0
250,0
200,0
300,0
250,0
200,0
150,0
100,0
150,0
Median
25%-75%
Min-Max
50,0
Antes
depois
100,0
Antes
RP2
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP3
450,0
400,0
Condutividade,µScm-1
350,0
300,0
250,0
200,0
150,0
100,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP4
Figura 4.28 Condutividade: pontos onde houve variação antes e após o programa de saneamento
A maior parte das leituras do Potencial Redox apresentou valores de 0 a 100 mV
(Figura 4.29). Os maiores valores (superiores a 400 mV) foram obtidos em RP1 (não
contemplado pelo programa de saneamento) nos períodos anteriores a interligação dos
interceptores de esgoto. Os valores negativos foram obtidos em sua maioria antes do programa
48
de saneamento (223 valores contra 5 após o programa). O menor valor obtido foi de -296,0
mV em RP6, janeiro de 2002. Neste ponto, grande parte das leituras apresentou valor
negativo. Valores positivos elevados de potencial redox indicam que a água tem boa
capacidade de oxidação dos elementos presentes. Os resultados de Potencial Redox
apresentaram diferença antes e após o programa de saneamento somente para os dados gerais,
RP1 e RP6. Nestes pontos, os valores de mediana foram menores após o programa de
saneamento (Figura 4.30).
600,0
500,0
400,0
300,0
200,0
100,0
0,0
-100,0
-200,0
-300,0
-400,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP2
Ponto: RP4
600,0
500,0
400,0
300,0
200,0
100,0
0,0
-100,0
-200,0
-300,0
-400,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP3
Ponto: RP7
Ponto: RP5
Ponto: RP6
70
60
50
Nº de observações
Potencial Redox, mV
Ponto: RP1
600,0
500,0
400,0
300,0
200,0
100,0
0,0
-100,0
-200,0
-300,0
-400,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
40
30
20
10
0
-400,0
-300,0
-200,0
-100,0
0,0
100,0
Potencial Redox, mV
Figura 4.29 Dispersão do Potencial Redox e Histograma
200,0
300,0
400,0
500,0
500,0
500,0
400,0
400,0
300,0
300,0
200,0
200,0
Potencial Redox, mV
Potencial Redox, mV
49
100,0
0,0
100,0
0,0
-100,0
-100,0
-200,0
-200,0
-300,0
-300,0
Median
25%-75%
Min-Max
-400,0
Antes
depois
-400,0
Antes
Geral
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP1
500,0
400,0
Potencial Redox, mV
300,0
200,0
100,0
0,0
-100,0
-200,0
-300,0
-400,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP6
Figura 4.30 Potencial Redox: pontos onde houve variação antes e após o programa de saneamento
Os sólidos totais dissolvidos (STD) apresentaram diferença nos valores obtidos
somente em RP2 (Figura 4.31). A maior parte dos resultados está entre zero e 200 mgL-1.
Os sólidos totais suspensos (STS) apresentaram diferença antes e após o programa de
saneamento somente em RP7 (rio Doce), ou seja, dentro dos níveis de significância adotados
neste trabalho não foi possível detectar diferenças antes e após o programa para essa variável
no ribeirão Ipanema. RP7 foi o ponto em que foram detectados os maiores valores de STS
(Figura 4.32).
50
a)
b)
300,0
120
250,0
100
200,0
STD, mgL-1
60
150,0
100,0
40
50,0
20
0,0
Median
25%-75%
Min-Max
-50,0
0
-200,0
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
Antes
1200,0
depois
RP2
STD, mgL-1
Ponto: RP7
Figura 4.32 Dispersão do STS
14/01/04
01/08/04
17/02/05
14/01/04
01/08/04
17/02/05
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
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01/08/04
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28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
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01/08/04
14/01/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
Ponto: RP3
Ponto: RP5
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
Ponto: RP2
Ponto: RP4
6000,0
5000,0
4000,0
3000,0
2000,0
1000,0
0,0
-1000,0
05/11/01
-1
Ponto: RP1
6000,0
5000,0
4000,0
3000,0
2000,0
1000,0
0,0
-1000,0
28/06/03
10/12/02
24/05/02
05/11/01
17/02/05
01/08/04
14/01/04
28/06/03
10/12/02
05/11/01
6000,0
5000,0
4000,0
3000,0
2000,0
1000,0
0,0
-1000,0
24/05/02
Figura 4.31 STD: a) Histograma b) Box Plots dos resultados em RP2
STS, mgL
Nº de observações
80
Ponto: RP6
51
Valores elevados de turbidez afetam a entrada de luz no corpo de água e
consequentemente a capacidade de realização de fotossíntese, prejudicando a flora e fauna
aquáticas com depleção dos níveis de oxigênio dissolvido. Neste trabalho os valores de
turbidez apresentaram valores máximo de 70 UNT com maioria dos resultados entre 0 e 20
UNT (Figura 4.33). Os pontos que apresentaram diferença antes e após o programa de
saneamento foram RP3 e RP5 (Figura 4.34), sendo que em RP3 houve diminuição da mediana
e em RP5, aumento.
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP2
Ponto: RP3
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP4
Ponto: RP5
Ponto: RP6
110
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
100
90
80
05/11/01
14/01/04
17/02/05
10/12/02
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP7
Nº de observações
Turbidez, UNT
Ponto: RP1
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
70
60
50
40
30
20
10
0
-10,0
0,0
10,0
20,0
30,0
Turbidez, UNT
Figura 4.33 Dispersão da turbidez e Histograma
40,0
50,0
60,0
70,0
50,0
50,0
40,0
40,0
30,0
30,0
Turbidez, UNT
Turbidez, UNT
52
20,0
10,0
20,0
10,0
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP3
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP5
Figura 4.34 Turbidez: pontos onde houve diferença nos resultados antes e após saneamento
4.2
ANÁLISES BACTERIOLÓGICAS
A detecção de bactérias patogênicas na água é muito difícil devido às baixas
concentrações desses organismos. Desse modo, é comum utilizar organismos indicadores de
contaminação fecal não patogênicos, para avaliação da possibilidade de contaminação da água
por patógenos presentes nos esgotos e a potencialidade deles transmitirem doenças; sendo o
grupo coliforme o mais comumente utilizado (VON SPERLING, 1996).
Neste trabalho, dos 193 resultados obtidos, 174 apresentaram valores superiores a
2500 células por 100 mL condenando este ambiente para o uso recreativo conforme a
Resolução CONAMA nº 357 de março de 2005. Os pontos do ribeirão Ipanema contemplados
pelo programa de saneamento de esgoto não apresentaram diferenças antes e após o programa.
Os resultados apresentaram diferenças somente em RP1 (Figuras 4.35 e 4.36), na zona rural.
53
9590000,0
8000000,0
6500000,0
5560000,0
4720000,0
3770000,0
2481000,0
1664000,0
823000,0
0,0
-2000000,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP2
Ponto: RP3
-2000000,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP4
Ponto: RP5
Ponto: RP6
9590000,0
8000000,0
6500000,0
5560000,0
4720000,0
3770000,0
2481000,0
1664000,0
823000,0
0,0
-2000000,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP7
Figura 4.35 Dispersão do UFC (células.100 mL-1)
200000,00
180000,00
160000,00
140000,00
120000,00
UFC__100
UFC, células.(100mL)-1
Ponto: RP1
9590000,0
8000000,0
6500000,0
5560000,0
4720000,0
3770000,0
2481000,0
1664000,0
823000,0
0,0
100000,00
80000,00
60000,00
40000,00
20000,00
0,00
Antes
depois
RP1
Figura 4.36 UFC -100: RP1 antes e depois
Median
25%-75%
Min-Max
54
4.3
CLOROFILA a
A clorofila a é um pigmento de fundamental importância como indicador do índice
de estado trófico de um corpo de água. Existem 4 tipos de clorofila: a, b, c, d. O tipo a é
considerado o mais primitivo e está presente em todas as algas, desde cianobactérias até
formas multicelulares filamentosas. Desse modo, sua medição permite, de forma indireta
estimar a concentração desses organismos na água. Já que a concentração de clorofila a é
proporcional à concentração de células algais, e estas por sua vez, têm crescimento favorecido
em ambientes mais ricos em fósforo, é crível usar a concentração de clorofila a como um dos
indicadores de estado trófico de águas superficiais (KELLY & WHITTON, 1994). O único
ponto em que a clorofila a apresentou diferença nos resultados antes e após o programa de
saneamento foi RP4 (Figura 4.37). A maior concentração encontrada foi de 2,4 mgL-1 em RP7
(rio Doce) e dentro do ribeirão Ipanema a maior concentração foi de em julho de 2004, 1,2
mgL-1 (Figura 4.38).. A maior parte das análises apresentou concentrações até 0,5 mgL-1.
1,4
1,2
Clorofila a, mgL-1
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Antes
depois
Median
25%-75%
Min-Max
RP4
Figura 4.37 Clorofila a: Ponto onde houve diferença nos resultados antes e após o programa de
saneamento
55
3,0
2,7
2,4
2,1
1,8
1,5
1,2
0,9
0,6
0,3
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Clorofila a, mgL -1
Ponto: RP1
Ponto: RP2
Ponto: RP3
3,0
2,7
2,4
2,1
1,8
1,5
1,2
0,9
0,6
0,3
0,0
10/12/02
14/01/04
10/12/02
14/01/04
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
05/11/01
17/02/05
05/11/01
17/02/05
28/06/03
01/08/04
28/06/03
01/08/04
24/05/02
24/05/02
24/05/02
28/06/03
01/08/04
Ponto: RP4
Ponto: RP5
Ponto: RP6
180
160
140
120
Nº de observações
3,0
2,7
2,4
2,1
1,8
1,5
1,2
0,9
0,6
0,3
0,0
05/11/01
10/12/02
14/01/04
17/02/05
24/05/02
28/06/03
01/08/04
100
80
60
Ponto: RP7
40
20
0
-0,5
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Clorofila a, mgL-1
Figura 4.38 Dispersão da clorofila a e histograma
4.4
PERIFÍTON E FITOPLÂNCTON
Os resultados das análises de identificação e quantificação do perifíton são mostrados
nas Tabelas 4.3 e 4.4, correspondentes aos resultados antes e após o programa de saneamento.
Os resultados das análises de identificação e quantificação do fitoplâncton são
mostrados na Tabela 4.5.
56
Tabela 4.3 Perifíton: Lista de espécies e proporção média das coberturas nas lâminas, antes do
programa de saneamento.
%
Espécie
Código proporção Espécie
Cyanophyta
Zygnemaphyceae
Oscillatória spp
2
1,0
Oedegonium
O. amphibia
2
1,0
Baccillariophyta
O. brevis
1
0,5
Amphiprona sp
O. lacustris
2
1,0
A. Ovalis
O. planctonica
2
1,0
Amphora ovalis
O. subvrevis
2
1,0
Aulocosira sp.
Pseudoanebaena catenata
3
6,0
Caloneis sp.
Spirulina sp
2
1,0
Eunotia
Chorophyta
2
1,0
Gomphonema sp.
Chlorella sp
3
10,0
Gyrosigma sp
Chlorella vulgaris
1
0,5
Navicula sp
Glaucocystis komarekii
1
0,5
Nitzschia sp
Glaucocystis sp.
1
0,5
Pinnularia spp
Koliella longiseta
1
0,5
Pleurosigma sp.
Monorophidium
contortum
2
1,0
Stauroneis sp.
M. irregulare
2
0,5
Surirella sp.
M. pussilum
2
1,0
Synedra sp
Scenesmus acutus
2
1,0
S. goulardii
S. apoliensis
2
1,0
S. ulna
S qadricauda
2
0,5
Cryptophyceae
Uronema sp1.
2
1,0
Cryptomonas sp.
Zygnemaphyceae
Dynophyceae
Closterium sp1
1
1,0
Peridinium
Cosmarium
2
0,5
Xantophyceae
Hyalotheca sp
1
0,5
Ophyocytium
%
Código proporção
2
0,5
2
3
2
4
3
3
4
3
2
1
2
1
0,5
10,0
1,0
30,0
10,0
10,0
25,0
8,0
0,5
0,5
1,0
0,5
2
2
2
1
1
0,5
0,5
0,5
1,0
1,0
1
0,5
1
1
1
0,5
0,5
1,0
57
Tabela 4.4 Perifíton: Lista de espécies e proporção média das coberturas nas lâminas, depois do
programa de saneamento.
Espécie
Cyanophyta
Lyngbya sp
L. limnética
Merismopedia
tenuissima
Oscillatoria sp
O. amphibia
O. breves
O. limnetica
O. planctonica
O. pseudogeminata
O. subbrevis
Chorophyta
Actinastrum hantzschii
Ankitrodesmus gracilis
Chaetophora sp.
Chlorella sp
Chlorella vulgaris
Dictyosphaerium sp
D. pulchellum
Koliella longiseta
Monoraphidium
contortum
M. irregulare
M. setiforme
Scenedesmus
acuminatus
S. quadricauda
S. apoliensis
Tetraedron minimum
Zygnemaphyceae
Closterium sp1
C. acutum
Cosmarium sp2
C. botrytis
C. depressum
Euastrum sp.
Hyalotheca dissiliens
%
Código proporção Espécie
Zygnemaphyceae
2
10,0
Mesotaenium sp
1
1,0
Oedegonium sp1
%
Código proporção
1
1
1,0
1,0
1
1
1,0
1,0
1
1
1,0
1,0
2
2
1
1
2
2
2
2
2
2
2
10,0
10,0
1,0
1,0
10,0
10,0
10,0
10,0
10,0
10,0
3,0
1
1
1
1
1
1
1
2
1,0
1,0
0,5
1,0
1,0
1,0
1,0
10,0
1
1
1
1
1
1
1
1
1,0
1,0
1,0
1,0
1,0
1,0
0,5
0,5
Oedegonium sp2
Staurastrum longipes
Cryptophyceae
Cryptomonas spp
C. marsonii
Baccillariophyta
Amphora sp1
A. ovalis
Caloneis sp1
Eunotia flexuosa
E. monodum
Gomphonema sp1
Gyrosigma sp1
Navicula sp1
Navicula sp2
Navicula sp3
Nitzschia sp1
1
1
1
1,0
1,0
1,0
Niyzschia sp2
Pinnularia sp1
Pinnularia sp2
2
2
2
10,0
10,0
10,0
1
1
1
1
1,0
1,0
0,5
1,0
1
2
1
2
2
1
1
1,0
2,0
1,0
2,0
2,0
1,0
0,5
Pinnularia sp3
Saturoneis sp1
Srinella sp2
Synedra sp1
Synedra ulna
Tabellaria sp1
Crysophyceae
Kephirion sp
Euglenophyceae
Euglena oxyuris
E. limnophyla
2
2
3
3
4
4
8,0
1,0
50,0
30,0
60,0
60,0
2
10,0
1
1
1,0
1,0
58
Tabela 4.5 Espécies de Fitoplâncton em RP5 – Antes e após programa de saneamento
Taxa
Cyanophyaceae
Euglenophyceae
Dynophyceae
Euchlorophyceae
Aphanocapsa sp1
Aphanotece sp1
Apahnotece sp2
Coelaspaherium sp1
Chroococcus sp1
Gloeocapsa sp1
Merismopedia convoluta Brébisson
Merismopedia tenuissima
Lemmermann
Mycrocystis aeruginosa Kützing
Microcystis sp1
Lyngbya contorta Lemmermann
Lyngbya sp1
Oscillatoria sp1
Oscillatoria sp2
Phacus longicauda (Ehrenberg)
Dujardim
Trachelomas volvocina Ehrenberg
Peridium sp
Ankistrodesmus falcatus (Corda)
Ralfs
Abkistrodesmus gracilis (Reinsh)
Korsiko
Kircheriella obesa (West) Shmidle
Monorphidium sp1
Oocystis lacustris Chodat
Botryococcus braunii Kützing
Dimorphococcus lunatus Braun
Coelastrum sphaericum Nägeli
x
x
x
x
x
x
x
x
Pós- tratamento 2004
chuvas
seca
Cel/ mL
Cel/ mL
x
7
17
x
1
72
x
1
10
x
2
1
x
colônia
x
colônia
x
colônia
7
5
1
2
x
colônia
x
x
x
x
x
36
40
6
37
colônia
Pré-tratamento 2002
chuvas
seca
Cel/ mL
Cel/ mL
x
6
x
17
x
x
2
x
colônia
x
x
x
x
9
3
4
138
x
1
x
x
x
x
x
x
120
75
51
270
colônia
13
x
colônia
x
colônia
x
colônia
x
x
1
8
x
2
x
x
colônia
1
x
3
x
x
1
1
x
2
x
x
1
1
x
3
x
1
x
x
x
5
6
1
x
2
x
x
x
x
1
1
1
2
59
Tabela 4.5 Espécies de Fitoplâncton em RP5 – Antes e após programa de saneamento (continuação)
Pós- tratamento 2004
chuvas
seca
Cel/ mL
Cel/ mL
x
1
Taxa
Euchlorophyceae
Scenedesmus protuberans Fritsch
Scenedesmus quadricauda (Turpin)
Brébison
Shaerocystis schroiteri Chodat
Chaetonemopsis sp
Zygnema sp
Netrium digitus (Ehrenberg)
Itzigsonh
Actinotaenium sp1
Cosmarium sp1
Cosmarium sp2
Desmidium baileyi (Ralfs)
Nordstedt
Micrasterias radiata (Hassal)
Micrasterias laticeps Nordstedt
Spondylosium sp
Staurastrum lepidum Grünbl
Staurastrum limneticum Schmidle
Staurastrum rotula Nordstedt
Staurastrum sebaldi Reinsh
Staurastrum sp1
Staurastrum sp2
Staurodesmus sp1
Staurodesmus lobatus (Börgesen)
Bourrely
Staurodesmus sublatus Kützing
Staurodesmus triangularis Teiling
Xantidium sp1
Pré-tratamento 2002
chuvas
seca
Cel/ mL
Cel/ mL
x
x
x
2
5
x
1
x
x
1
33
1
x
x
9
3
x
x
x
x
1
4
9
2
x
5
x
x
x
15
4
2
x
2
x
1
x
4
x
1
x
x
x
x
6
9
3
2
x
9
x
x
x
4
9
2
1
x
8
x
x
1
1
x
x
1
2
x
x
x
15
5
1
x
3
x
13
x
1
x
x
x
11
45
1
x
x
1
1
60
Tabela 4.5 Espécies de Fitoplâncton em RP5 – Antes e após programa de saneamento (continuação)
Taxa
Aulacosira granulata (Ehrenberg)
Simonsen
Synedra sp
Bacillariophyceae
Gysosigma sp
Navicula sp
Surinella sp
Centritractus sp
Xanthophyceae
Pós- tratamento 2004
chuvas
seca
Cel/ mL
Cel/ mL
x
Pré-tratamento 2002
chuvas
seca
Cel/ mL
Cel/ mL
19
x
x
x
1
3
1
x
7
x
x
x
x
5
2
1
1
61
4.5
ÍNDICE DO ESTADO TRÓFICO
O índice do Estado Trófico (IET) foi calculado utilizando-se os valores médios de PTotal e clorofila a para cada ponto antes e após o programa de saneamento. Os resultados obtidos
podem ser vistos na Tabela 4.6.
Tabela 4.6 Estado Trófico antes e após programa de saneamento
Antes
Ponto
Depois
Valor de IET
Estado Trófico
Valor de IET
Estado Trófico
RP1
49
Mesotrófico
55
Eutrófico
RP2
54
Mesotrófico
43
Oligotrófico
RP3
42
Oligotrófico
40
Oligotrófico
RP4
50
Mesotrófico
62
Eutrófico
RP5
49
Mesotrófico
52
Mesotrófico
RP6
47
Mesotrófico
52
Mesotrófico
RP7
60
Eutrófico
62
Eutrófico
Alguns resultados de IET obtidos pela metodologia de Carlson modificada por Toledo
são apresentados, para fins de comparação na Tabela 4.7, onde são mostrados os pontos de coleta
(em caso de mais de um ponto no mesmo rio apresenta-se também a captação), os valores obtidos
e o IET dos ambientes. Estes dados foram retirados do trabalho realizado por Lamparelli (2004)
nos pontos monitorados pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental - CETESB no
estado de São Paulo no período de 2001 a 2003. Os dados de transparência, da mesma maneira
que o procedimento utilizado neste trabalho não foram incluídos nos cálculos. Pode-se notar que
os resultados obtidos em alguns pontos do Ribeirão Ipanema são comparáveis a ambientes
extremamente impactados antropicamente no estado de São Paulo como a região de Campinas e
o rio Tietê, destacados na Tabela 4.7.
62
Tabela 4.7 Estado Trófico em regiões monitaradas pela CETESB no estado de São Paulo
Ponto
2001
2002
2003
Valor Estado Trófico Valor Estado Trófico Valor Estado Trófico
Rio Piraicaba - Jacareí
38
Oligotrófico
33
Oligotrófico
39
Oligotrófico
Rio Piraicaba - S. J. Campos
40
Oligotrófico
42
Oligotrófico
40
Oligotrófico
Rio Piraicaba - Tremenbé
44
Oligotrófico
37
Oligotrófico
41
Oligotrófico
Rio Piraicaba - Aparecida
45
Mesotrófico
44
Oligotrófico
41
Oligotrófico
Rio Pardo
42
Oligotrófico
37
Oligotrófico
39
Oligotrófico
Rio Capivari - Campinas
62
Eutrófico
46
Mesotrófico
54
Mesotrófico
Rio Atibaia - Atibaia
46
Mesotrófico
47
Mesotrófico
53
Mesotrófico
Rio Atibaia - Campinas
58
Eutrófico
54
Mesotrófico
52
Mesotrófico
Rio Jaguari - Limeira
40
Oligotrófico
42
Oligotrófico
47
Mesotrófico
Rio Piracicaba - Americana
47
Mesotrófico
51
Mesotrófico
57
Eutrófico
Rio Piracicaba - Piracicaba
57
Eutrófico
57
Eutrófico
62
Eutrófico
Rio Cotia - Cotia Baixo
Ribeirão dos Cristais Cajamar
56
Eutrófico
55
Eutrófico
54
Mesotrófico
49
Mesotrófico
46
Mesotrófico
53
Mesotrófico
Rio Tietê
64
Eutrófico
65
Eutrófico
62
Eutrófico
Rio Cubatão
36
Oligotrófico
35
Oligotrófico
40
Oligotrófico
Rio Grande
Rio Mogi-Guaçu Pirassununga
30
Oligotrófico
36
Oligotrófico
34
Oligotrófico
43
Oligotrófico
37
Oligotrófico
42
Oligotrófico
Rio Sorocaba - Cerquilho
59
Eutrófico
52
Mesotrófico
55
Eutrófico
Rio Paraná
38
Oligotrófico
41
Oligotrófico
35
Oligotrófico
Rio do Peixe
44
Oligotrófico
53
Mesotrófico
48
Mesotrófico
Rio Paranapanema
39
Oligotrófico
39
Oligotrófico
38
Oligotrófico
Fonte: Lamparelli, 2004
63
5
DISCUSSÃO
Na maioria dos países desenvolvidos, a poluição de águas trazida pela mineralização de matéria
orgânica, resultando em baixas concentrações de oxigênio, tem sido controlada por tratamento de
esgotos. Entretanto, o aumento na produção primária de algas e macrófitas aquáticas, causados
por grandes aportes de nitrogênio e fósforo, é atualmente considerado o mais importante efeito da
poluição em rios e lagos. Esse processo é chamado de eutrofização. As situações mais
problemáticas causadas pela eutrofização em rios foram descritas por Hilton & Irons (1998) apud
Hilton et alii (2006):
Crescimento excessivo de algas planctônicas (suspensas);
Crescimento excessivo de algas perifíticas (aderidas a algum substrato submerso);
Crescimento excessivo de macrófitas aquáticas;
Redução na riqueza em espécies de macrófitas presentes;
Mudança na dominância do ambiente aquático, de macrófitas para algas perifíticas;
Para o ribeirão Ipanema, que não recebe os efluentes da ETE, ricos em nutrientes dissolvidos, a
fonte mais provável de N e P é o sedimento contaminado por décadas de lançamento de esgotos
in natura. Agora, com a possibilidade de uma rápida mineralização oxidativa, esse sedimento se
transforma na fonte de N e P capazes de eutrofizar o Ipanema. Apesar de todo conhecimento
acerca do processo de eutrofização em lagos, pouco se sabe dele em rios, e mesmo qual dos dois
principais
nutrientes
(N
ou
P)
limita
a
eutrofização
(HILTON
et alii, 2006).
Com relação ao ciclo do Nitrogênio, várias espécies de bactérias comumente encontradas na água
são capazes de oxidar o íon amônio ou a amônia. A oxidação do íon amônio é realizada por
bactérias nitrificantes quimiossintéticas Nitrosomonas e Nitrosococcus (BENN e McAULIFFE,
1981):
2 NH4+ + 3O2 Nitrosomonas
2 NO2- + 2 H+ + 2 H2O
64
O íon nitrito é intermediário no processo de nitrificação. Em seguida bactérias do gênero
Nitrobacter, oxidam o nitrito, formando nitrato (NO3-), novamente com liberação de energia
(BENN e McAULIFFE, 1981):
2 NO2- + O2
Nitrobacter
2 NO3-
O nitrato é a forma sob a qual quase todo o nitrogênio fica disponível para os processos
biológicos de um corpo de água.
Uma vez que o nitrato se encontra no interior das células, é
novamente reduzido a amônia.
Em RP6, o nitrogênio total, bem como a concentração do íon amônio, aumentou (mediana pré
tratamento de 3,67 mgL-1 e pós tratamento de 4,56 mgL-1 para o N-Total e de 0,59 mgL-1 e 0,93
mgL-1, respectivamente para o íon amônio). Este ponto está localizado, a margem esquerda do rio
Doce, a 300 metros da foz do Ipanema, não contemplado pelo programa de saneamento,
sugerindo um aumento do nitrogênio no ecossistema estudado a montante da foz do Ipanema.
Em RP2 houve um aumento da concentração de nitrato, de 0,26 mgL-1 para 0,46 mgL-1 e
consequentemente uma diminuição significativa (p < 0,1) na concentração de nitrogênio
orgânico, que baixou de 1,86 mgL-1 para 0,61 mgL-1.
As concentrações de nitrito diminuíram após o programa de saneamento: em RP1 (não
contemplado pelo programa de saneamento) onde a mediana baixou de 0,03 para 0,01 mgL-1 ; em
RP3 de 0,14 para 0,08 mgL-1, em RP7 (rio Doce) de 0,22 para 0,06 mgL-1 e para os dados
tomando-se o ribeirão como um todo, de 0,18 para 0,06 mgL-1. Em lagos, a concentração de
nitrito, comparada a de nitratos é baixa (< 1,0 mg L-1). Somente em lagos poluídos a
concentração de nitritos pode assumir valores significativos (ESTEVES, 1998). O nitrito é um
íon intermediário no processo de nitrificação, podendo-se dizer que os nutrientes passaram desta
fase do processo de nitrificação. Desta maneira pode-se inferir que a diminuição da concentração
de nitritos em vários pontos após o programa de saneamento é um aspecto positivo para o
ribeirão Ipanema.
Os resultados sugerem alterações na dinâmica do ciclo do Nitrogênio, possivelmente causada
pela maior disponibilidade de oxigênio após a remoção de fontes pontuais de esgoto, pela
diminuição do carbono orgânico dissolvido e particulado. Em RP4, por exemplo, (Figura 4.11)
houve aumento tanto na composição percentual de nitrito – que correspondia a 11,43 % do NTotal e passou a corresponder a 32,06 % após o programa de saneamento – como de nitrato, que
65
passou de 13,90 % para 29,88 %, podendo-se supor uma oxidação do nitrogênio orgânico
existente no sedimento. Desse modo, analisando-se separadamente as formas de nitrogênio, podese dizer que como resultado do programa de saneamento, o ribeirão Ipanema teve uma
aproximação de suas características àquelas inerentes a ecossistemas limpos.
Os percentuais de N-Orgânico e N-Inorgânico (todas as formas inorgânicas somadas) em cada
ponto de amostragem são apresentados na Tabela 5.1. A figura 5.1 foi feita com base nestes
dados. Na figura 5.1-a são apresentados os percentuais de N-Orgânico e N-Inorgânico ponto a
ponto antes e após o programa de saneamento. Na figura 5.1-b são apresentadas separadamente
as distribuições antes do programa de saneamento, pode-se observar a ausência de um padrão de
comportamento entre os pontos de amostragem. A figura 5.1-c evidencia de maneira mais clara
que o nitrogênio se apresenta predominantemente como orgânico num ponto, como inorgânico no
ponto seguinte e assim sucessivamente após o programa de saneamento. Segundo Newbold
(1982) apud Dissmeyer (2000) quando componentes dissolvidos são transportado à jusante, eles
são convertidos a formas orgânicas e acumulados em tecidos vivos de organismos até que eles
morrem e são reciclados. Esta mudança entre formas orgânicas e inorgânicas pode acontecer
várias vezes com os nutrientes como um “espiral imaginário”. Pode-se notar claramente esta
ciclagem de nutrientes do tipo “espiral”, na figura 5.1-c (pós-tratamento).
Tabela 5.1 Distribuição das formas de Nitrogênio antes e após o programa de saneamento
N-Inorgânico
Antes
N-Orgânico
N-Inorgânico
Depois
N-Orgânico
RP1
41,8%
58,2%
18,2%
81,8%
RP2
24,4%
75,6%
61,0%
39,0%
RP3
23,6%
76,4%
32,5%
67,5%
RP4
42,2%
57,8%
85,8%
14,2%
RP5
32,9%
67,1%
21,0%
79,0%
RP6
45,7%
54,3%
42,5%
57,5%
RP7
43,8%
56,2%
29,4%
70,6%
66
100,0%
90,0%
80,0%
70,0%
60,0%
50,0%
40,0%
30,0%
20,0%
10,0%
RP7 depois
RP7 antes
RP6 depois
RP6 antes
RP5 depois
RP5 antes
RP4 depois
RP4 antes
RP3 antes
RP3 depois
RP2 depois
RP2 antes
RP1 antes
RP1 depois
a
0,0%
N Orgânico, mgL-1
N Inorgânico, mgL-1
Formas de Nitrogênio - Antes
Formas de Nitrogênio - Depois
100,0%
100,0%
90,0%
90,0%
80,0%
80,0%
70,0%
70,0%
60,0%
60,0%
50,0%
50,0%
40,0%
40,0%
30,0%
30,0%
c
Figura 5.1 Formas Orgânica e Inorgânica de Nitrogênio
RP7
RP6
RP5
RP4
RP3
b
RP2
RP7
RP6
RP5
RP4
10,0%
RP3
0,0%
RP2
20,0%
RP1
10,0%
RP1
20,0%
67
O fósforo é um elemento limitante em ecossistemas aquáticos continentais, facilmente adsorvido
pelos sedimentos, principalmente na forma de sais de ferro e manganês (PASCOE, 2005 apud
IQBAL et alli, 2005). Quando as condições de oxi-redução, próximas aos sedimentos favorecem
as formas mais oxidadas desses elementos – quase todo fosfato se precipita. Além disso, as
argilas podem reter grandes quantidades de fosfato em sua superfície, que ficam indisponíveis
para coluna d’água quando as partículas se sedimentam.
O sedimento representa o maior compartimento de estocagem de fósforo e pode atuar como um
reservatório dentro do ecossistema aquático (GOLTERMAN et alii, 1983 apud HÅKANSON,
2004; NOGUEIRA & ESTEVES, 1994; WHARTON et alii, 2001 apud FERRAZ, 2003). O
fósforo pode estar ligado à matéria orgânica do sedimento, onde as taxas de mineralização são
desconhecidas, podendo reter grandes quantidades desse elemento até que condições favoráveis
(e.g. elevadas concentrações de oxigênio dissolvido) acelerem sua liberação para a coluna d’água
(ESTEVES, 1998).
Dentre as formas de fósforo, somente em RP2 houve diferença nas concentrações de P-Total
(mediana caiu de 0,36 para 0,15 mgL-1) e P-Orgânico, que passou de 0,13 para 0,03 mgL-1. Para o
fosfato houve diferença em RP1 (0,01 para 0,04 mgL-1), RP3 (0,03 para 0,01 mgL-1) e RP4
(aumento da mediana de 0,12 mgL-1 para 0,29 mgL-1).
Os esgotos domésticos são constituídos primeiramente por matéria orgânica biodegradável,
microorganismos, nutrientes (nitrogênio e fósforo), óleos, graxas, detergentes e metais
(BENETTI e BIDONE, 1995 apud PEREIRA, 2004a). A interligação dos interceptores de
esgotos domésticos em Ipatinga certamente contribui para a diminuição das entradas de fósforo
no ribeirão Ipanema. Grande parte do fósforo existente no ribeirão Ipanema poderia estar
incorporado no sedimento e estar sofrendo oxidação gradativa, não sendo possível, em tempos de
coletas quinzenais registrar todas as mudanças ocorridas neste ciclo.
Enquanto emissões pontuais de fósforo têm diminuído através de tratamento de água nos últimos
30 anos, as emissões difusas de florestas e agricultura não diminuíram (DAH et alii, 2006). Além
disso, segundo Burton Jr. e Pitt (2001) a construção civil pode gerar até 18 vezes mais fósforo
que os locais industriais. Deletic (1999) apud Ludovice et alii (2003) apontam o escoamento
superficial como uma das maiores fontes de poluição por fósforo, pois podem estar associados às
partículas menores do sedimento.
68
Nos Estados Unidos, escoamentos superficiais poluídos em bacias agrícolas são
considerados responsáveis pela degradação
de 50 e 60% da qualidade de água
(BRENNER et alii., 1995 e STEINMAN, 1995 apud CARPENTER et alii, 1998). A agricultura e
a pecuária são as maiores fontes de nitrogênio e fósforo para ecossistemas aquáticos, enquanto a
atividade florestal é considerada um dos usos do solo que menos causa perdas de nutrientes
(Tabela 5.2).
Tabela 5.2 Descargas (103 toneladas ano-1) de nitrogênio e fósforo oriundos de fontes difusas nos
Estados Unidos.
Fontes
N
P
Total para todas as fontes difusas
6663
1685
culturas agrícolas anuais
3204
615
pastagens
292
495
778
242
659
170
695
68
silvicultura
1035 (16%)
95 (6%)
Total para fontes difusas não-florestais
5628 (84%)
1590 (94%)
criação intensiva de aves, suínos, caprinos, bovinos e
outros
terras rurais
cidades, drenagem de brejos, construção civil, minas
abandonadas, piscicultura
*Os valores entre parênteses representam a porcentagem sobre o total de todas as fontes difusas.
Como se percebe, a silvicultura representa 16% do nitrogênio e 6% do fósforo que entram
de forma artificial em ecossistemas aquáticos nos Estados Unidos. A atividade pastoril,
combinada com a criação intensiva de animais, chega a representar 737 x 103 toneladas de
fósforo por ano, ou quase 900% a mais. As fontes não-florestais, juntas, descarregam 17 vezes
mais fósforo nas águas do que a silvicultura. Para o nitrogênio, as culturas agrícolas anuais
descarregam 3 vezes mais nitrogênio nos corpos d’água norte-americanos.
Dentro deste contexto pode-se sugerir que fontes difusas podem ter impactado RP1
durante o estudo, causando as leituras de fósforo mais elevadas fora da área urbana.
69
Normalmente a água ganha calor com a energia solar que recebe (MARGALEF, 1983).
Em águas com baixa concentração de compostos dissolvidos e particulados a absorção da
radiação deve-se quase exclusivamente às moléculas de água (ESTEVES, 1998). Depois da
remoção das fontes de esgoto do ribeirão Ipanema era de se esperar uma diminuição da
temperatura, com a diminuição das entradas de materiais. Entretanto, houve um aumento da
mediana para os dados gerais (23,2ºC para 24,0ºC) e RP2 (23,19ºC para 24,95ºC). As alterações
destes valores se devem provavelmente a um aumento de temperatura média da região no período
das análises. As variações de temperatura têm interferência direta em todos os processos físico,
químicos e biológicos em processos ambientais (STONE & MORGAN, 1990). A temperatura
média do ar pode ter caído no período, mas o ribeirão Ipanema não possui cobertura ciliar no
trecho urbano, de forma que a radiação solar global sobre a água incide de forma direta. Sabará
(1999) notou o mesmo efeito para cursos d’água em bacias pareadas plantadas com Eucalyptus e
pastagens degradadas no médio rio Doce. Nas primeiras, a manutenção da mata ciliar fez com
que a temperatura da água sempre fosse mais baixa nos córregos drenantes, enquanto nas últimas,
a tempertura da água foi pelo menos 2 graus centígrados maior, em média. Para o ribeirão
Ipanema, a boa cobertura ciliar a montante de RP1 diminui a temperatura da água. De RP1 em
diante, porém, a cobertura ciliar é falha (cerca de 50% de fechamento do dossel) e ausente a partir
de RP2.
Segundo Wetzel (1983), o oxigênio dissolvido é a segunda variável mais importante em
um corpo d’água após a água em si mesma. A maior parte dos processos químicos e biológicos
num corpo hídrico envolve a participação do oxigênio. A concentração de oxigênio dissolvido
caiu para os dados gerais (6,29 para 4,50 mgL-1), RP2 (6,15 para 4,94 mgL-1) e RP5 (4,45 para
2,60 mgL-1) e a saturação de oxigênio em RP5 (54,90 para 33,40 %) e RP7 (105,20 para 40,00
%). A diminuição desses valores não era esperada com a retirada das fontes de poluição.
Os processos principais que afetam o oxigênio dissolvido em um córrego são aeração,
desoxigenação carbonácea e por nitrogênio, demanda de oxigênio do sedimento e fotossíntese
(NEWBOLD et alii, 1982 apud DISSMEYER, 2000; SILVEIRA, 2004).
A justificativa da diminuição das concentrações de oxigênio pode ser o aumento da
temperatura, que além de favorecer a diminuição da solubilidade do oxigênio na água, contribui
para a aceleração dos processos de oxidação num corpo hídrico. Neste caso, como já dito
anteriormente, o oxigênio dissolvido pode apresentar diminuição de concentração por estar sendo
70
usado nos processos oxidativos, ou seja, o oxigênio disponibilizado pela remoção do esgoto está
sendo prontamente utilizado para oxidação da matéria orgânica contida no sedimento.
Cerca de 20% da matéria orgânica nos ecossistemas naturais consiste de compostos
orgânicos com estruturas químicas definidas, tais como carboidratos, aminoácidos e
hidrocarbonetos. Os 80% restantes correspondem à matéria orgânica detrítica, pertencentes a um
grupo de estrutura química indefinida, com tempo de residência mais longo no ambiente e
relativamente resistente à degradação, denominada matéria orgânica refratária. Os principais
constituintes da matéria orgânica refratária globalmente distribuídos nos sistemas aquáticos e
terrestres são formadas por processos microbiológicos, pela decomposição de resíduos de plantas
e animais, sendo constituídas por uma grande variedade de estruturas (ROSA et alii, 2007).
Muitas plantas liberam o oxigênio no sedimento, disponibilizando-o para os processos
de oxidação (HILTON et alii, 2006). Altas concentrações de material em suspensão limitam a
qualidade da água, por estarem relacionadas com a turbidez, a salinidade e dureza. Causam
ainda, danos à flora e fauna aquáticas, e como diminui a penetração de luz na água prejudica a
fotossíntese das algas e da vegetação submersa. Favorece ainda o desenvolvimento de bactérias e
fungos, que se proliferam nessas partículas, e influenciam no aspecto econômico do tratamento
da água com vistas a torná-la potável (SILVA, 1990 apud PEREIRA, 2004a).
Em RP5 houve aumento dos valores de turbidez (mediana de 16,5 para 33,6 UNT) após
o programa de saneamento ambiental, podendo-se supor que houve redução da entrada de luz
solar neste ponto e consequentemente redução das taxas de fotossíntese e produção de oxigênio.
As concentrações do material em suspensão são bastante variáveis no tempo e no
espaço, e dependem da hidrodinâmica, da constituição do substrato de fundo, das margens do
meio hídrico e ainda de fatores metereológicos (PEREIRA, 2004b).
Os valores de metais não são afetados diretamente pelo programa de saneamento, mas
são um bom indicativo das características da água do Ribeirão Ipanema. O íon potássio
apresentou diferença após o programa de saneamento em RP7 (Rio Doce) e para os dados gerais,
sendo que para os dois conjuntos de dados houve aumento da mediana. Em RP7 os valores
subiram de 2,38 mgL-1 para 4,05 mgL-1e para os dados gerais de 2,75 mgL-1 para 3,63 mgL-1.
O íon potássio é encontrado em concentrações baixas nas águas naturais já que rochas que
contêm este elemento são relativamente resistentes à intempéries. O aumento desses valores pode
ser devido à lixiviação de solos agrícolas e dissolução de resíduos de fertilizantes.
71
As concentrações do íon sódio sofreram alterações em quase todos os pontos (inclusive no Rio
Doce) durante o programa de saneamento. Na Tabela 5.3 podem ser vistos os valores de mediana
antes e depois nos pontos em que houve variação deste parâmetro.
O sódio é um dos elementos mais abundantes da Terra e está presente como nutriente essencial
para os organismos vivos. Pode ser excretado pelos organismos vivos, principalmente animais de
maior porte como suínos e bovinos. Com a remoção das fontes de esgoto no Ipanema (RP2 a
RP4) era de se esperar uma diminuição das concentrações de íon sódio.
Entre as principais funções do sódio e potássio, está a troca e transporte de outros íons para o
meio intra e extra celulares. No meio aquático, estes íons dificilmente atuam como fatores
limitantes (ESTEVES, 1998).
Em praticamente todos os pontos, como pode ser visto na Tabela 5.3, as concentrações do íon
sódio foram superiores após o programa de saneamento. Pode-se sugerir que as fontes causadoras
deste aumento sejam fontes difusas de poluição, cujo monitoramento não é contemplado neste
trabalho.
Tabela 5.3 Variação das concentrações do Na+ - antes e após o programa de saneamento
PONTO
Concentração de Na+ [mgL-1]
Antes
Depois
RP1
2,42
2,62
RP2
3,20
3,09
RP3
4,41
11,31
RP4
9,04
16,01
RP7
7,94
14,40
GERAL
6,37
11,48
As principais fontes de cálcio e magnésio para as águas naturais são as rochas
constituintes do ambiente banhado. Na maioria das vezes o íon cálcio está disponível no ambiente
na forma de carbonato e bicarbonato de cálcio, pouco solúveis (ESTEVES, 1998). Sua
solubilidade está em função da quantidade de gás carbônico dissolvido, que por sua vez, depende
72
da temperatura, pressão e pH. O cálcio apresentou elevação da mediana em RP7 e para os dados
gerais, os valores subiram de 6,19 e 5,64 mgL-1, para o mesmo valor final nos dois pontos: 8,61
mgL-1.
O magnésio, assim como o cálcio, pertence a família dos metais alcalinos terrosos, e tem
consequentemente, comportamento periódico muito parecido com o deste metal, ou seja,
acompanha este elemento nos ciclos biogeoquímicos. Diferentemente do cálcio, contudo, forma
sais mais solúveis. As concentrações de Mg+2 sofreram alterações em RP4, RP7 e para os dados
gerais. Para RP7 e dados gerais as medianas aumentaram de 1,55 e 1,50 mgL-1 para 2,39 e 1,90
mgL-1, respectivamente. Em RP4 houve diminuição da mediana que passou de 1,90 mgL-1 para
1,62 mgL-1. O magnésio participa da formação da clorofila a (C66H72O5N4Mg), variável que teve
aumento pronunciado de concentração em RP4 (de 0,21 para 1,07 mgL-1), podendo explicar a
diminuição deste íon , no referido ponto pela sua utilização na síntese da molécula de clorofila a.
Segundo a Resolução Conama, nº 357, de 17 de março de 2005 os níveis de zinco e
cobre em águas de Classe II devem ser de 0,18 mgL-1 e 0,009 mgL-1, respectivamente. Para os
níveis de significância adotados neste trabalho nenhum dos dois parâmetros apresentou
diferenças antes a após o programa de saneamento.
Para o zinco, dos 154 valores medidos, 5 estavam acima do estabelecido pela resolução
Conama nº 357. O maior valor encontrado foi de 8,8 mgL-1 em RP3 (25/04/2002); após o
programa de saneamento (10/08/04) também foi detectado um valor alto de zinco (0,64 mgL-1)
em RP2.
Para o cobre, das 155 medições, 16 estavam fora dos limites estabelecidos para águas de
Classe II. O maior valor encontrado foi de 2,2 mgL-1 em RP3 em maio de 2002.
Em regiões siderúrgicas é comum o aumento das concentrações de ferro e manganês das
águas resultando da poluição difusa adivindas do escoamento superficial em áreas urbanas. Os
íons de ferro tem grande ação na dinâmica do fosfato; dependendo fortemente do seu estado de
oxidação, que depende por sua vez, da concentração de oxigênio e pH do meio. Cada miligrama
de íon férrico (Fe+3) pode precipitar aproximadamente 0,5 mg de fosfato (ESTEVES, 1998).
Segundo Wurtsbaugh e Horne (1983) aumentos da concentração de incrementam a
produção de clorofila a. Em RP4 a concentração de íons férrico decresceu de 6,79 mgL-1 para
0,29 mgL-1, com aumento do teor de fosfato em solução (0,12 para 0,29 mgL-1) e incremento na
produção de clorofila a (0,21 para 1,07 mgL-1). Em RP2 também houve diferença na
73
concentração de ferro após o programa de saneamento, apresentando elevação de 0,54 para 4,98
mgL-1. Tanto para o fosfato como para a clorofila a houve decréscimo de concentração após o
programa de saneamento neste ponto. Os valores de fosfato passaram de 0,15 para 0,08 mgL-1 e
os de clorofila a de 0,34 para 0,12 mgL-1.
As condições de pH e potencial redox regulam o efeito de decomposição de matéria
orgânica, mineralização do nitrogênio, nitrificação, desnitrificação e a disponibilidade de fósforo
(HAYNES, 1986 apud FERRAZ, 2003). Os três processos que influenciam o pH são
fotossíntese, respiração e assimilação do nitrogênio (LAMPER & SOMMER 1997 apud
FERRAZ, 2003). O único ponto que apresentou diferenças nos resultados antes e depois para o
pH foi RP4, onde os valores de mediana subiram de 7,04 para 7,40. Neste ponto houve também
aumento das concentrações de clorofila a e do fosfato.
De acordo com Petersen et alii (2001) apud Callies (2005), as mudanças paralelas do pH
e oxigênio são opostas a uma mudança do fosfato refletindo o processo de crescimento e
degradação algal, respectivamente: durante a produção preliminar do biomassa pela fotossíntese,
o fosfato é assimilado quando o oxigênio é liberado. Ao mesmo tempo ocorrem aumentos de
valores do pH devido a uma remoção do dióxido de carbono de acidificação. O pH é um
representante da atividade algal (CALLIES, 2005), as comunidades aquáticas podem interferir
nos valores de pH de diferentes maneiras, seja através da assimilação de CO2 (no processo
fotossintético) no qual as algas podem elevar o pH do meio, freqüente em águas com baixa
alcalinidade, entretanto em águas onde a alcalinidade é alta ocorre baixa de pH, devido a
compensação do consumo de CO2 pela dissociação de bicarbonato (ESTEVES, 1998).
Os principais fatores que determinam o pH da água são o gás carbônico dissolvido e a
alcalinidade. A alcalinidade (mmol de CO2.L-1) apresentou diferenças em RP3 e RP5 dentro do
ribeirão Ipanema. Os valores de mediana subiram de 1,00 para 1,28 mmol de CO2.L-1 em RP3 e
de 1,10 para 1,50 mmol de CO2.L-1 em RP5. Nestes pontos, o aumento da concentração de CO2
sugere a dissociação do íon bicarbonato presente na água. Entretanto não houve detecção de
mudanças no pH desses pontos para os níveis de significância adotados neste trabalho. Como foi
exposto anteriormente diversos processos influenciam o pH do meio aquático, podendo-se dizer
que as alterações provocadas pelas mudanças de alcalinidade foram compensadas por outros
fatores.
74
Outro parâmetro de extrema importância para se determinar as características de águas
naturais é a condutividade elétrica (REDDY & BEHERA, 2006). A condutividade elétrica da
água é sua capacidade de conduzir a corrente elétrica, É representada pela quantidade de íons
presentes na água, podendo então ser relacionada com a produtividade dos sistemas aquáticos
estudados (MARGALEF, 1983; ESTEVES, 1998)
Através dos valores de condutividade elétrica podem ser inferidas importantes
informações sobre os ecossistemas aquáticos, tais como o metabolismo do sistema e a magnitude
da concentração iônica, pois os íons mais diretamente responsáveis pela condutividade elétrica
são também considerados dominantes (GOLTERMAN, 1975 apud VIEIRA et alii, 2005).
Os valores de condutividade elétrica apresentaram diferenças antes e depois em 3 pontos
do Ribeirão Ipanema e em RP1 (42,25 para 107,5 µS.cm-1). Em RP2 o valor de mediana subiu de
71,80 para 111,50 µS.cm-1, em RP3 de 153,50 para 170,40 µS.cm-1 e em RP4 de 166,0 para
212,00 µS.cm-1.
Os aumentos dos valores de condutividade sugerem maior mineralização da matéria
orgânica estocada no sedimento. Em RP2 houve aumento dos Sólidos Totais Dissolvidos (STD)
(mediana passou de 24,0 para 164,5 mgL-1) que interfere fortemente na condutividade, pois há
maior concentração de íons em solução.
Para as bactérias, cujas concentrações diminuíram somente em RP1, os resultados
obtidos neste trabalho não apresentam correlações consistentes para explicar essa diminuição na
concentração de coliformes. Neste ponto, houve aumentos na concentração de fosfato,
possivelmente causados por fontes difusas de poluição (poluição em “pulsos”), fazendo com que
o efeito esperado fosse justamente o contrário. Segundo Farjalla et alli (2006) o nitrogênio e
fósforo, quando adicionados juntos estimulam um maior crescimento e produção bacterianos.
Segundo estes autores o tratamento com fósforo foi o segundo (depois de nitrogênio e fósforo
juntos) que mais incrementou a produção de bactérias.
Uma das variáveis hidrobiológicas de maior importância para caracterização de rios e
lagos é o estudo do fitoplâncton e perifíton. Na maioria das vezes, no florescimento de algas,
apenas algumas espécies dominam a comunidade fitoplanctônica, sendo estas algas geralmente
pertencentes à divisão Cyanophyta (ELER et alii, 2001 apud PEREIRA, 2004b). Em lagos
eutrofizados o número de espécies existentes diminui e a quantidade de indivíduos das espécies
remanescentes aumenta (MARGALEF, 1983; PEREIRA, 2004a), passando
a haver
75
predominância de cianobactérias (SKULBERG et alii, 1984; CARMICHAEL, 1991 apud
SMITH et alii, 1999).
Entre os fatores que levam as cianobactérias a predominarem sobre os outros grupos
fitoplanctônicos (microalgas), destacam-se as características fisiológicas pelas quais as
cianobactérias assimilam os nutrientes (N e P) do meio aquático (www.funasa.com.br). As
células de cianobactérias de água doce ou marinha – particularmente aquelas que habitam as
camadas superficiais da água (fitoplâncton) – comumente contêm estruturas brilhantes,
irregulares, denominadas vacúolos de gás. Estes vacúolos regulam a flutuação dos organismos,
permitindo assim que estes flutuem em determinados níveis de água. Quando várias
cianobactérias se tornam incapazes de regular seus vacúolos de gás adequadamente – por
exemplo, devido a variações extremas de temperatura ou de suprimento de oxigênio – elas podem
boiar até a superfície da água e formar “blooms” (RAVEN et alii, 1996). Os vacúolos das
cianobactérias funcionam então como um mecanismo de defesa em situações adversas tornando
estes organismos predominantes em vários ambientes.
Ao contrário do que erroneamente se pensava, nem todas as cianofíceas são resistentes à
poluição e grupos inteiros desaparecem quando em contato com fontes poluidoras. Estudos em
áreas protegidas e poluídas, no Estado de São Paulo, mostraram a perda da riqueza de espécies de
cianofíceas nas praias mais afetadas (OLIVEIRA et alii, [2004]). No presente trabalho, os
resultados obtidos mostram que tanto para o perifíton (% de cobertura) como para o fitoplâncton
(células.mL-1) diminuiu o número de indivíduos das espécies dominantes e melhorou a
distribuição (número mais homogênio de indivíduos) das espécies existentes após o tratamento
(Figuras 5.2 e 5.3).
O aumento da riqueza pode ser interpretado como um aspecto positivo, podendo-se
sugerir uma condição de equilíbrio entre as espécies. A riqueza de espécies como uma medida de
diversidade foi bem sucedida em vários estudos, como em Connor & Simberloff (1978) e Harris
(1984) (SILVEIRA, 2004). O princípio que suporta a avaliação através dos índices de diversidade
é o de que ambientes não perturbados serão caracterizados por uma alta diversidade ou riqueza e
uma distribuição homogênea de indivíduos entre as espécies encontradas (alta equitabilidade).
Em ambientes perturbados por despejos orgânicos, a comunidade geralmente responde com uma
diminuição na diversidade. Na medida em que os organismos sensíveis são perdidos, há um
aumento na abundância de organismos tolerantes que passam a ter maior quantidade de alimento
76
(pelo maior aporte de matéria orgânica introduzida no sistema) e, conseqüentemente, uma
diminuição na equitabilidade e diversidade (MAGURRAN, 1991 apud SILVEIRA, 2004)
Para o perifíton (Figura 5.2) o número de espécies aumentou de 46 para 61 após o
programa de saneamento. A espécie mais abundante (número 1) antes do programa de
saneamento foi a Aulocosira sp. com 30% de cobertura da lâmina. Após o programa de
saneamento, as espécies mais abundantes (números 1 e 2) passaram a ser a Synedra ulna e a
Tabellaria sp1 com 60% de cobertura da lâmina. Apesar do aumento do número de espécies e
menor discrepância no número de indivíduos de cada uma delas deve-se enfatizar o aumento da
cobertura da lâmina pelas espécies dominantes após o tratamento.
70,0
60,0
Pré tratamento
% de cobertura
50,0
Pós Tratamento
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
0
10
20
30
40
50
60
70
Nº de espécies
Figura 5.2 Perifíton (RP5), % de cobertura das lâminas
Para o fitoplâncton (Figura 5.3) a espécie mais abundante tanto no período seco como no
período chuvoso antes do programa de saneamento foi a Lyngbya sp1 com concentrações de 270
células.mL-1 e 138 células.mL-1, respectivamente. Após o programa de saneamento a Aphanotece
sp1 passou a ser a espécie dominante com 72 células.mL-1 no período seco e a Staurastrum
lepidum Grünbl passou a ser a espécie dominante no período chuvoso com 33 células.mL-1. No
77
período chuvoso pode-se notar ainda aumento do número de espécies no período após o
programa de saneamento.
140
300
130
120
270
110
240
100
210
Chuva - 2004
80
70
Chuva - 2002
60
50
Seca -2004
180
Células/mL
Células/mL
90
150
Seca - 2002
120
40
90
30
60
20
30
10
0
0
0
2
4
6
8 10 12 14 16 18 20 22 24
Nº de espécies
0
2
4
6
8 10 12 14 16 18 20 22 24
Nº de espécies
Figura 5.3 Fitoplâncton (RP5), células.mL-1
Desde os anos 70 foi reconhecido que os nutrientes, na forma de nitrogênio e fósforo,
poderiam estimular o crescimento exagerado de fitoplâncton, geralmente resultando em
eutrofização do corpo de água. Problemas associados à eutrofização incluem: crescimento
excessivo de algas, sabor e odor quando o corpo de água é usado para abastecimento, e
ocorrência de baixos níveis de oxigênio dissolvido, e que é freqüentemente associada à morte de
peixes (BIGGS & SMITH, 2002). O nutriente limitante para o fitoplâncton e perifíton ainda não
foi determinado, Cuvin-Aralar et alii (2004), estudaram diversas relações N:P e sua interações
com as comunidades algais em um lago de água doce nas Filipinas. Diferentes espécies
responderam de diferentes maneiras às relações utilizadas. A importância da relação nutriente/
fitoplancton já fora outrora enfatizada no trabalho de Redfield (1958) apud Cuvin-Aralar et alii
(2004) para ambientes marinhos.
Iqbal et alii (2006) estudaram o impacto do escoamento do solo rico em fósforo no Lago
Silver em Iowa, EUA. Atualmente, o lago não pode ser usado para recreação devido as florações
de algas, que contribuíram também para o abaixamento do teor de oxigênio dissolvido para níveis
78
de até 2,0 mgL-1. Os autores estudaram o sedimento contaminado com altas concentrações de
fósforo e atribuem a esta contaminação a deterioração estética do lago e a existência de
cianobactérias tóxicas como constituintes principais do fitoplâncton.
Em experimentos realizados em alguns reservatórios do Estado de São Paulo ficou
evidenciado o importante papel do fósforo como fator que estimula o desenvolvimento do
fitoplâncton (HENRY & SIMÃO, 1988; HENRY, 1990 apud SENDACZ et alii, 2005). Em
decorrência dos elevados aportes de fósforo, vários reservatórios de importância capital para a
geração de energia e abastecimento experimentam um processo gradual de eutrofização ou já se
encontram altamente eutrofizados (TUNDISI et alii, 1998; HENRY et alii, 1999; RIOS, 1999
apud SENDACZ et alii, 2005).
A eutrofização cultural de ecossistemas de água doce é um dos maiores problemas
ambientais responsáveis pela degradação da qualidade de água em uma escala mundial nas
últimas décadas (BIGGS, 2000; KOELMANS et alii, 2001; WETZEL, 2001 apud CAMARGO
et alii, 2005).
As maiores fontes antropogênicas causadoras de eutrofização são a agricultura e
pecuária, o escoamento superficial urbano e agrícola, as descargas industriais e efluentes de
esgotos.
Como resultado, há aumentos significativos na concentração dos nutrientes (e.g.
nitrogênio e fósforo) e a abundância de produtores primários (e.g., fitoplâncton, perifíton e
macrófitas) em muitos ecossistemas de água doce ao redor do mundo (WETZEL, 1983; BIGGS,
2000). O enriquecimento excessivo com nutrientes leva a vários efeitos biológicos, químicos e de
uso antrópico de lagos e reservas (SMITH et alii, 1999, HILTON et alii, 2006; SANTOS et alii,
2002).
Apesar da retirada das fontes de poluição ser o primeiro passo para recuperação de um
corpo hídrico, o acompanhamento da evolução do Índice de Estado Trófico (IET) do ecossistema
em questão é de suma importância. Como já foi dito antes neste trabalho, os poluentes
acumulados no sedimento do Ipanema ao longo de muitos anos podem sofrer mineralização
oxidativa liberando o Nitrogênio e Fósforo há muito ali estocados comprometendo a qualidade da
água e levando o ribeirão à eutrofização. Estes nutrientes dificilmente serão eliminados do
sistema rapidamente devido à ciclagem em espiral conforme esquema apresentado na Figura 5.4.
A matéria orgânica morta é alvo dos decompositores, que são os responsáveis por devolver à
79
cadeia essa matéria decomposta em sais minerais e outros produtos, que serão assim reutilizados
pelos produtores e assim sucessivamente, sem haver eliminação de nutrientes.
Figura 5.4 Ecossistema rio
P – produtores; C – consumidores; D – decompositores; Mo, aut – material orgânico autóctone;
Mi, aut – material inorgânico autóctone; Mi – material inorgânico; Mo – material orgânico
O IET no ribeirão Ipanema estimado pelo índice de Carlson modificado sofreu variações
em RP2 que passou de mesotrófico para oligotrófico e em RP4 que passou de mesotrófico para
eutrófico. Os demais pontos, que antes do programa de saneamento eram: RP3 (oligotrófico),
RP5 (mesotrófico) e RP6 (mesotrófico) mantiveram seu IET de acordo com a estimativa
utilizada. Para os pontos do rio Doce, RP1 passou de mesotrófico para eutrófico, sugerindo uma
piora neste ponto. RP6 e RP7 estavam mesotrófico e eutrófico respectivamente e assim se
mantiveram após o programa de saneamento.
Embora a maior parte do fósforo penetre nos sedimentos inferiores, uma parcela das
partículas pode permanecer suspensa por um período de tempo, agindo como um reservatório
potencial de fósforo disponível. Os microorganismos e plantas superiores podem remover P da
solução para cumprir suas exigências nutricionais. A maioria das partículas suspensas incorporase ao sedimento transformando-se uma fonte permanente de P disponível ao ecossistema. A
remoção biológica do fósforo dos sedimentos suspendidos é balanceada continuamente pela
80
liberação de P do fundo sedimentos (IQBAL et alli, 2005). O excesso de nutrientes favorece a
eutrofização de rios e lagos, pois quando as condições de temperatura, luminosidade e
disponibilidade de nutrientes são favoráveis ao desenvolvimento do fitoplâncton, algas e
cianobactérias podem multiplicar-se com facilidade. As variações do nível trófico em alguns
pontos do Ipanema parecem estar ligadas à disponibilidade de nutrientes no sedimento que estão
sendo oxidados, contrariando os efeitos esperados com a remoção das fontes de esgoto.
81
6 CONCLUSÕES
Não houve, de maneira geral, respostas claras e rápidas do ecossistema à remoção das fontes
pontuais de poluição urbana. Os resultados sugerem que a remoção das fontes externas de
nutrientes diminuiu o “roubo de” de oxigênio dissolvido fazendo com que este passasse a
participar na oxidação dos nutrientes orgânicos retidos no sedimento. Isso é uma resposta não
imaginada para esse tipo de intervenção humana.
A interligação dos interceptores de esgoto no ribeirão Ipanema trouxe alterações na dinâmica do
ciclo do nitrogênio, que mostra indícios da existência de uma espiral imaginária entre pontos de
coleta.
As formas de fósforo sofreram alterações de concentração após a retirada das fontes de poluição.
Os resultados sugerem, porém, uma liberação de fósforo pelo sedimento - provavelmente outro
resultado da oxidação da matéria orgânica - justificável pelo fato deste nutriente ser muito
facilmente assimilado na formação de sais de magnésio e ferro.
Outro indício da liberação de nutrientes pelo sedimento é diminuição da concentração oxigênio
dissolvido em RP2 e RP5. Pode-se concluir que o oxigênio disponibilizado pela retirada das
fontes de esgoto do Ipanema está sendo prontamente utilizado pelos nutrientes que sofrem
oxidação.
Os resultados de metais de maneira geral não sofreram variação com o programa de saneamento
do ribeirão Ipanema, exceto o íon sódio que sofreu diminuição em RP2 e aumento em RP3 e
RP4. As concentrações deste íon sofreram elevação em RP1 e RP7 no Rio Doce. Estes resultados
não eram esperados com a retirada do esgoto lançado sem tratamento.
RP4 foi o ponto que sofreu mudanças mais evidentes após o programa de saneamento. Neste
ponto houve aumento da concentração de clorofila a e diminuição das concentrações de
magnésio. Com este íon participa na formação da molécula de clorofila a, sua diminuição pode
estar relacionada à utilização na síntese desta molécula. O aumento do pH neste ponto sugere
altas taxas de fotossíntese devido à remoção do dióxido de carbono, o que confirma a maior
concentração de clorofila a neste ponto e sugere aumento da concentração algal. Enfatiza-se a
necessidade de atenção especial devido ao risco de eutrofização. Além disso houve diminuição da
concentração íon férrico e em contrapartida aumento no fosfato em solução.
82
Houve diferenças significativas entre os pontos para algumas das variáveis medidas: nitrito,
fosfato, sódio, condutividade, redox, UFC-100 em RP1; nitrato, N-Orgânico, P-Total, POrgânico, sódio, ferro, temperatura, oxigênio dissolvido, condutividade e Sólidos Totais
Dissolvidos em RP2; nitrito, fosfato, sódio, condutividade, alcalinidade e turbidez em RP3;
fosfato, sódio, magnésio, ferro, pH, condutividade e clorofila a em RP4; alcalinidade, saturação
de oxigênio, alcalinidade e turbidez em RP5; N-Total, nitrito, amônio, temperatura e potencial
redox em RP6; nitrato, sódio, potássio, cálcio, magnésio, manganês, temperatura, saturação de
oxigênio, Sólidos Totais Suspensos em RP7.
A comunidade fitoplanctônica alterou significativamente sua estrutura em espécies, com aumento
da densidade entre as chuvas e a seca de 2002 e 2004, sugerindo uma maior disponibilidade de
nutriente e luz, baseando-se nos resultados de P-PO4-3 e transparência nesses anos.
A concentração de coliformes fecais mostrou diminuição significativa em RP5, se comparados os
anos de 2002 e 2004. No entanto, suas contagens dentro do núcleo urbano são muito variáveis,
sugerindo fontes difusas ou clandestinas de esgoto. A tendência geral parece apontar para uma
diminuição desse monitor de contaminação por esgotos domésticos e rurais.
O perifíton aumentou sua porcentagem de cobertura após o tratamento, o que sugere que
nutrientes, especialmente o fósforo, e a luz, foram mais disponíveis após a interligação dos
esgotos. Isso parece sustentar que novas fontes de nutrientes surgiram após a remoção das fontes
pontuais. É provável, também, que nutrientes orgânicos a montante de RP5, tenham como chegar
a RP5 na forma dissolvida, pela mineralização oxidativa na coluna d’água.
Finalmente, os resultados sugerem que a resposta do ecossistema lótico foi mais lenta que o
esperado com elevação relativamente pequena no teor de saturação de O2 dissolvido na água.
Esse pequeno aumento, entretanto, parece ter alterado de forma significativa o balanço entre
formas dissolvidas e orgânicas de nutrientes, com destaque para o nitrogênio e fósforo, os quais
por sua vez, influíram na biologia do ambiente, como as densidades das populações de
fitoplâncton e perifíton. Além disso o grau de trofia (estimado pelo Índice de Carlson) do
ambiente estudado sofreu alteração em três dos pontos. RP1 passou de mesotrófico para
eutrófico, podendo-se sugerir a contribuição de fontes difusas para aumento do grau de trofia,
uma vez que este ponto não é contemplado pelo programa de saneamento. RP2 passou de
mesotrófico para oligotrófico e RP4 de mesotrófico para eutrófico.
83
Para o ribeirão Ipanema, o estudo indica que as fontes difusas são agora o maior desafio para a
melhoria da condição ambiental do ecossistema lótico. Essas fontes, tanto urbanas como rurais
são, por definição, de difícil quantificação e tratamento. Seus efeitos somente podem ser medidos
no corpo receptor. Porém, para uma total reabilitação, é necessário olhar o ribeirão Ipanema no
contexto de sua bacia de drenagem, adotando medidas mitigadoras para todas as categorias de
fontes poluidoras.
A estratégia de controle das fontes pontuais de rios urbanos é um passo necessário na despoluição
de grandes bacias hidrográficas, como a do rio Doce. Ainda é cedo para dizer se a estratégia de
focar nas fontes pontuais, e tratamento secundário dos esgotos urbanos, tem conseqüências a
longo prazo para os grandes rios, apesar da melhoria da qualidade de água a jusante da ETE
Ipanema no rio Doce. Mais estudos no ribeirão Ipanema, o primeiro a sofrer essa estratégia de
intervenção, podem auxiliar na resposta de longo prazo a problemas ambientais desse tipo e uso
de recursos públicos em sua solução.
84
7 RECOMENDAÇÕES
Para um acompanhamento efetivo da evolução do ribeirão Ipanema após o programa de
saneamento sugere-se um novo estudo incluindo análises de água e sedimento. Sugere-se atenção
especial às concentrações de nutrientes dissolvidos e clorofila a, com os quais seria possível
acompanhar o Índice de Estado Trófico.
Seria de fundamental importância, para o entendimento do ribeirão Ipanema, um novo trabalho
tendo como tema as comunidades perifíticas e fitoplanctônicas além de novas variáveis como
DBO e DQO, vazão e agrotóxicos.
Além disso, a revegetação das áreas definidas por lei como áreas de preservação (faixas ciliares e
encostas com mais de 45° de inclinação), controle de erosão e melhor drenagem das estradas
rurais são medidas imprescindíveis para diminuição da poluição de origem difusa. Ao mesmo
tempo, o escoamento superficial poluído de cidades deve ser tratado adequadamente para uma
completa proteção do corpo d’água.
85
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