UNIVERSIDADE FEDERAL DE MINAS GERAIS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM SANEAMENTO,
MEIO AMBIENTE E RECURSOS HÍDRICOS
CONTROLE DA POLUIÇÃO DIFUSA DE
ORIGEM PLUVIAL EM UMA VIA DE TRÁFEGO
INTENSO POR MEIO DE TRINCHEIRA DE
INFILTRAÇÃO E VALA DE DETENÇÃO
André Henrique Carmo Luiz da Silva
Belo Horizonte
2009
CONTROLE DA POLUIÇÃO DIFUSA DE ORIGEM PLUVIAL
EM UMA VIA DE TRÁFEGO INTENSO POR MEIO DE
TRINCHEIRA DE INFILTRAÇÃO E VALA DE DETENÇÃO
André Henrique Carmo Luiz da Silva
André Henrique Carmo Luiz da Silva
CONTROLE DA POLUIÇÃO DIFUSA DE ORIGEM
PLUVIAL EM UMA VIA DE TRÁFEGO INTENSO POR
MEIO DE TRINCHEIRA DE INFILTRAÇÃO E VALA DE
DETENÇÃO
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-graduação
em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da
Universidade Federal de Minas Gerais, como requisito
parcial à obtenção do título de Mestre em Saneamento,
Meio Ambiente e Recursos Hídricos.
Área de concentração: Recursos Hídricos
Linha de pesquisa: Hidrologia Urbana
Orientador: Prof. Nilo de Oliveira Nascimento
Co-orientador: Dr. Martin Seidl
Belo Horizonte
Escola de Engenharia da UFMG
2009
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
3
Página com as assinaturas dos membros da banca examinadora, fornecida pelo Colegiado do
Programa
AGRADECIMENTOS
Primeiramente, a Deus por me conduzir com maestria pelos tortuosos caminhos da vida.
Aos meus queridos pais, Ângelo e Maria Lúcia, e aos meus irmãos, Mariana e Alexandre,
pelo carinho e apoio incondicional.
A Jordana, minha menina, pelo imenso carinho e amor.
Ao meu orientador, professor Nilo Nascimento, pelas oportunidades acadêmicas (ENPC,
iniciação científica e mestrado) e pelos vários ensinamentos oferecidos, assim como pelo
espírito científico que me proporcionou.
Ao meu co-orientador, professor Martin Seidl, pelo apoio técnico e pela acompanhamento in
situ do experimento.
Aos colegas do programa SMARH, em especial ao Luciano, e ao departamento de Engenharia
Hidráulica e Recursos Hídricos por contribuírem para minha formação acadêmica e a todos os
funcionários da estação ecológica pelo apoio.
Aos colegas da SUDECAP, Abelino, Champs, Ilda, Luiz, Marco Antônio, pelo ótimo
ambiente de trabalho, em especial aos estagiários Eduardo e Roberto pela cooperação na
manutenção do aparato experimental. Aos bolsistas do projeto SWITCH, Clarissa, Daniel,
Jacson, Paulo, Thiago pelo apoio técnico e análises laboratoriais.
Ao professor Emílio do Departamento de Química da UFMG, pela realização de análises
laboratoriais de metais pesados.
Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Cientifico e Tecnológico - CNPQ/CT-Hidro Brasil pela bolsa de estudo concedida.
Ao Programa de Saneamento Básico – PROSAB pelo financiamento da construção do aparato
experimental.
Ao projeto SWITCH pelo financiamento de equipamentos e materiais de consumo.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
5
RESUMO
A poluição difusa é um grave problema enfrentado pelos grandes centros urbanos, como Belo
Horizonte, em razão sobretudo, do elevado crescimento de suas populações, sendo este tema
pouco explorado ainda por estudos brasileiros. Para solucionar esses entraves, o uso de
técnicas alternativas em drenagem urbana está sendo estudado por meio de pesquisas
experimentais em escala real em algumas universidades brasileiras. Contudo, trabalhos que
relacionem trincheira de infiltração e vala de detenção aos aspectos de qualidade da água são
pouco encontrados no Brasil, o que evidencia a relevância deste projeto de pesquisa, o qual
está vinculado aos programas PROSAB (Edital 5) e SWITCH (projeto de pesquisa
parcialmente financiado pela União Européia – 6º Programa Quadro). O local de estudo está
localizado na região norte de Belo Horizonte, precisamente na Avenida Carlos Luz, uma das
principais vias da cidade. A área de contribuição perfaz 3880 m² aproximadamente. O
escoamento gerado pela área de drenagem é coletado por meio de uma boca de lobo e drenado
até uma caixa de passagem, onde é recolhido e transportado para a área experimental. O
protocolo de monitoramento do experimento compreendeu os seguintes parâmetros: chuva,
vazões de entrada e saída dos dispositivos, e qualidade da água por meio de amostras
compostas coletadas à entrada e à saída dos experimentos. São os seguintes indicadores de
qualidade analisados: condutividade, temperatura, turbidez, sólidos suspensos totais, metais
(Cu, Ni, Zn, Cd, Pb, Mn), E.coli, coliformes totais, DQO e DBO. Nesse sentido, este trabalho
apresenta resultados do primeiro ano de monitoramento hidrológico de uma trincheira e de
uma vala, que recebem o escoamento superficial de origem pluvial em um via de tráfego
intenso da capital mineira. Os principais resultados mostrados a seguir estão relacionados à
caracterização qualitativa deste escoamento e à eficiência na remoção de sólidos suspensos e
metais pesados por meio da vala de detenção. Durante o primeiro ano de funcionamento, o
dispositivo apresentou desempenho condizente com a literatura técnica, sugerindo, portanto, o
seu interesse para o controle da poluição difusa.
PALAVRAS-CHAVE: Carga de lavagem, Vala de detenção, Trincheira de infiltração,
Poluição difusa.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
6
ABSTRACT
Diffuse pollution is a serious problem faced by large cities, such as Belo Horizonte, mainly
due to the high growth of their populations - and this theme is yet little explored by Brazilian
studies. To address these barriers, the use of alternative techniques in urban drainage is being
studied through experimental researches in real scale in some Brazilian universities. However,
studies that relate infiltration trenches and detention trenches to aspects of water quality are
not easily found in Brazil, which highlights the relevance of this research project. This project
is linked to programs PROSAB (Notice 5) and SWITCH (research project partially funded by
the European Union - 6th Framework Program). The research site is located in the north of
Belo Horizonte, specifically on Carlos Luz Avenue, one of the city's main thoroughfares. The
devices receive runoff flow from a 3,880 m² contributing area composed by a stretch of a 4way avenue The flow generated by the drainage area is collected through a culvert and
drained to a junction box, where it is transported to the experimental area. The experiment
monitoring protocol comprises the following parameters: rainfall, input and output flow rates
of devices and, finally, water quality – through composite samples collected at the inlet and
outlet of the experiments. The following quality indicators were analyzed: conductivity,
temperature, turbidity, E.coli, total coliforms, COD, BOD, total suspended solids, metals (Cu,
Ni, Zn, Cd, Pb, Mn). This paper presents results of the first year of hydrological monitoring of
a infiltration and a detention trench which receive rainwater’s surface runoff of an intense
traffic road of Belo Horizonte. The main results shown below are related to the qualitative
characterization of the flow and to the efficiency in the removal of suspended solids and
heavy metals through the detention trench. During the first year of operation, the device
presented acceptable performance, indicating their interest for diffuse pollution control.
KEYWORDS: First-flush, Detention trench, Infiltration trench, Diffuse pollution.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
7
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS ......................................................................................................................................... 10
LISTA DE TABELAS ......................................................................................................................................... 13
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS ................................................................................. 15
1
INTRODUÇÃO .......................................................................................................................................... 17
2
OBJETIVOS............................................................................................................................................... 20
2.1
2.2
3
OBJETIVO GERAL ..................................................................................................................................... 20
OBJETIVOS ESPECÍFICOS........................................................................................................................... 20
REVISÃO DA LITERATURA ................................................................................................................. 21
3.1 POLUIÇÃO DIFUSA DE ORIGEM PLUVIAL ................................................................................................. 21
3.2 FONTES POLUIDORAS ............................................................................................................................... 23
3.3 VALORES CARACTERÍSTICOS DOS POLUENTES NOS ESCOAMENTOS URBANOS ........................................ 26
3.4 POLUTOGRAMA ........................................................................................................................................ 35
3.4.1
First-flush ou carga de lavagem .................................................................................................... 35
3.4.2
Curvas M(V) .................................................................................................................................. 38
3.5 IMPACTOS DO ESCOAMENTO URBANO AO MEIO AMBIENTE .................................................................... 42
3.5.1
Generalidades................................................................................................................................ 42
3.5.2
Impactos em corpos hídricos ......................................................................................................... 46
3.5.3
Impactos no solo ............................................................................................................................ 48
3.6 INFILTRAÇÃO DA ÁGUA DA CHUVA NO SOLO .......................................................................................... 52
3.6.1
O processo de infiltração .............................................................................................................. 52
3.6.2
Capacidade de infiltração ............................................................................................................. 53
3.6.3
Perfil de umidade do solo durante a infiltração ............................................................................ 54
3.6.4
Fatores que intervêm na infiltração .............................................................................................. 55
3.7 PRINCÍPIOS DE SEDIMENTAÇÃO ............................................................................................................... 58
3.7.1
Tipos de sedimentação................................................................................................................... 58
3.7.2
Leis físicas que regem a sedimentação .......................................................................................... 59
3.7.3
Conceito do tanque de sedimentação de fluxo horizontal ideal .................................................... 60
3.8 REMOÇÃO DE POLUENTES POR MEIO DE TÉCNICAS COMPENSATÓRIAS ..................................................... 63
3.8.1
Remoção por meio de sistemas de detenção .................................................................................. 64
3.8.2
Remoção por meio de sistemas de infiltração ............................................................................... 65
3.8.3
Remoção por meio da combinação do processo de sedimentação seguido por infiltração .......... 67
4
MATERIAL E MÉTODOS ...................................................................................................................... 70
4.1 ESCOLHA DA ÁREA DE ESTUDO E DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO .............................................................. 70
4.2 DIMENSIONAMENTO DAS ESTRUTURAS .................................................................................................... 72
4.2.1
Estrutura de captação: Boca de lobo ............................................................................................ 74
4.2.2
Estrutura de adução: Caixa de passagem ..................................................................................... 75
4.2.3
Estrutura de medida de vazão: Calha Parshall............................................................................. 76
4.2.4
Estruturas compensatórias: Trincheira de infiltração e vala de detenção.................................... 77
4.3 MONITORAMENTO DO SISTEMA................................................................................................................ 83
4.3.1
Variáveis de quantidade de água................................................................................................... 84
4.3.2
Variáveis de qualidade de água .................................................................................................... 87
4.4 ANÁLISE DE PARÂMETROS DE QUALIDADE ............................................................................................... 92
4.4.1
O subsolo ....................................................................................................................................... 92
4.4.2
Análise semi-quantitativa dos sedimentos retidos à entrada ......................................................... 93
4.4.3
Parâmetros físico-químicos da água ............................................................................................. 95
4.4.4
Preparação das amostras .............................................................................................................. 97
4.5 TRATAMENTO DE DADOS ......................................................................................................................... 98
4.5.1
Representatividade dos eventos amostrados ................................................................................. 98
4.5.2
Distribuição da massa de poluentes e do volume nos eventos amostrados ................................... 99
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
8
4.5.3
4.5.4
4.5.5
5
Cargas de poluentes por evento .................................................................................................... 99
Análises dos dados por estatística descritiva .............................................................................. 100
Análises de correlação e regressão ............................................................................................. 101
RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................................................. 105
5.1 REPRESENTATIVIDADE DOS EVENTOS CHUVOSOS AMOSTRADOS ............................................................ 105
5.2 REPRESENTATIVIDADE DA AMOSTRAGEM .............................................................................................. 107
5.3 BOCA DE LOBO ....................................................................................................................................... 109
5.3.1
Análises físico-químicas dos sedimentos ..................................................................................... 109
5.3.2
Relações entre as massas de sedimentos e a chuva ..................................................................... 113
5.4 CARACTERIZAÇÃO DO ESCOAMENTO ..................................................................................................... 117
5.4.1
Análises estatísticas quali-quantitativas ...................................................................................... 117
5.4.2
Polutogramas .............................................................................................................................. 120
5.4.3
Ocorrência da carga de lavagem ou first-flush ........................................................................... 125
5.4.4
Correlações entre SST e metais pesados ..................................................................................... 127
5.4.5
Relações entre as concentrações de sólidos e a chuva ................................................................ 127
5.5 VALA DE DETENÇÃO .............................................................................................................................. 132
5.5.1
Remoção de sólidos suspensos .................................................................................................... 132
5.5.2
Remoção de metais pesados ........................................................................................................ 135
5.5.3
Parâmetros que influenciam a eficiência de remoção na vala .................................................... 138
6
CONCLUSÕES ........................................................................................................................................ 142
7
PERSPECTIVAS PARA FUTURAS PESQUISAS .............................................................................. 145
REFERÊNCIAS ................................................................................................................................................ 146
ANEXO A........................................................................................................................................................... 153
ANEXO B ........................................................................................................................................................... 156
ANEXO C........................................................................................................................................................... 157
ANEXO D........................................................................................................................................................... 165
ANEXO E ........................................................................................................................................................... 166
ANEXO F ........................................................................................................................................................... 167
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
9
LISTA DE FIGURAS
Figura 1-1 - Aumento da população vs. Ocorrência de inundação em Belo Horizonte, (Fonte:
Sudecap 2005 apud Ministério das Cidades, 2006.)................................................................. 17
Figura 3-1 - Parâmetros analisados em escoamentos urbanos e o número de registros (In:
FUCHS, 2004) .......................................................................................................................... 27
Figura 3-2 - Distribuições granulométricas resultantes dos ensaios de peneiramento e de
sedimentação realizados nas amostras coletados por meio de aspiração (In: DOTTO, 2006) . 34
Figura 3-3 - Amostragem por aspiração (In: DOTTO, 2006) .................................................. 34
Figura 3-4 - Hidrograma e polutograma representativos de um evento de precipitação (In:
PORTO, 1995) .......................................................................................................................... 35
Figura 3-5 - Etapas para construção da curva M(V) (BERTRAND-KRAJEWSKI et al, 1998)
.................................................................................................................................................. 40
Figura 3-6 - Exemplo de aplicação da curva M(V), Fonte: GNECCO et al (2005). ................ 41
Figura 3-7 - Escala do tempo relativa aos impactos causados pelo escoamento superficial
urbano. (In: PORTO, 1995) ...................................................................................................... 45
Figura 3-8 - Impacto do escoamento urbano em um meio aquático (In: BOISSON e
VALLAIS, 1998). ..................................................................................................................... 46
Figura 3-9 - Perfis das concentrações de chumbo conforme o solo de cada bacia, (In:
BARRAUD et al, 2004). .......................................................................................................... 51
Figura 3-10 - Mobilização do zinco em solo abaixo de uma bacia de infiltração, (In: HUTTER
et al 1998). ................................................................................................................................ 51
Figura 3-11 - Variação da taxa de infiltração de uma chuva no solo ao longo do tempo, Fonte:
HILLEL, 1980. ......................................................................................................................... 53
Figura 3-12 - Perfil de umidecimento do solo durante a infiltração (θi é a umidade inicial do
solo e θs, a umidade do solo correspondente à saturação), Fonte: BRANDÃO, 2002. ........... 54
Figura 3-13 - Representação esquemática das zonas de um tanque de sedimentação horizontal
(adaptado de VON SPERLING, 1996)..................................................................................... 61
Figura 3-14 - Dimensões da zona de sedimentação (adaptado de VON SPERLING, 1996) ... 62
Figura 3-15 - Sedimentação discreta de uma partícula em uma coluna de sedimentação e em
um tanque horizontal. (In: VON SPERLING, 1996). .............................................................. 62
Figura 4-1 - Croquis de localização da bacia do córrego Mergulhão no município de Belo
Horizonte e da localização do experimento na Av. Carlos Luz ............................................... 71
Figura 4-2 - Vista parcial da área de contribuição, ponto próximo ao início do escoamento. . 71
Figura 4-3 – Vista aérea da área de drenagem do experimento (Fonte: Google Earth 2009) .. 72
Figura 4-4 – Esquema ilustrativo do caminhamento da água ao longo do aparato experimental.
.................................................................................................................................................. 73
Figura 4-5 – Vista aérea do aparato experimental, à direita a mata da estação ecológica
(Fonte: Google Earth, 2009). .................................................................................................... 74
Figura 4-6 - Captação de água pela boca de lobo (esquerda), acúmulo de sedimentos (direita)
.................................................................................................................................................. 75
Figura 4-7 - Caixa de passagem: entrada e amostragem a montante (esquerda), saída e
tranquilizador de escoamento (direita) ..................................................................................... 76
Figura 4-8 - Sistema com calha Parshall para medição da vazão afluente ............................... 76
Figura 4-9 – Ensaio com o permeâmetro de Guelph pertencente ao laboratório de solos da
UFMG....................................................................................................................................... 79
Figura 4-10 – Perfil do solo correspondente à trincheira de infiltração ................................... 80
Figura 4-11 - Configuração final da trincheira de infiltração (vista de jusante para montante)
.................................................................................................................................................. 82
10
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
Figura 4-12 - Configuração final da vala de detenção (vista de jusante para montante). ....... 83
Figura 4-13 - Análise esquemática do monitoramento do experimento................................... 83
Figura 4-14 - Estação meteorológica Pampulha (INMET), pluviômetro pertencente à UFMG
(cinza) e ao INMET (branco) ................................................................................................... 84
Figura 4-15 - Comparação entre os pluviômetros do CDTN, INMET e regional Noroeste .... 85
Figura 4-16 - Calha Parshall em operação (cabo amarelo referente ao sensor piezoresistivo).86
Figura 4-17 - Localização do data-logger (à esquerda), detalhe do aparelho (à direita). ......... 87
Figura 4-18 – Amostrador de PVC branco (à esquerda), e detector de líquido
(cabo preto à direita). ................................................................................................................ 88
Figura 4-19 – Amostrador automático ISCO 3700 .................................................................. 89
Figura 4-20 - Abrigo do amostrador automático (à esquerda) e caixa de passagem (à direita).
.................................................................................................................................................. 89
Figura 4-21 - Amostragem antiga (à esquerda) e atual (à direita) a jusante da trincheira........ 90
Figura 4-22 - Contaminação da amostragem a jusante da trincheira de infiltração. ................ 90
Figura 4-23 – Esquema ilustrativo do caminhamento da água ao longo da trincheira ............. 91
Figura 4-24 – Amostragem a jusante da vala de detenção ....................................................... 91
Figura 4-25 – Esquema ilustrativo do caminhamento da água ao longo da vala ..................... 92
Figura 4-26 - Coleta de solo anterior à operação da trincheira de infiltração. ......................... 93
Figura 4-27 - Quarteamento do material granular coletado na boca de lobo. .......................... 94
Figura 4-28 - Pesagem dos sedimentos coletados na boca de lobo. ......................................... 95
Figura 4-29 - Fluxograma do agrupamento de amostras coletadas em campo segundo os
parâmetros analisados. .............................................................................................................. 98
Figura 4-30 – Exemplo ilustrativo do diagrama box & whisker (In: NAGHETTINI e PINTO,
2007) ....................................................................................................................................... 101
Figura 5-1 – Análise quantitativa do número de chuvas por intervalos de alturas de
precipitações ........................................................................................................................... 106
Figura 5-2 - Composição da massa total dos sedimentos coletados na boca de lobo em função
da precipitação total ................................................................................................................ 110
Figura 5-3 - Distribuição granulométrica dos sedimentos amostrados à entrada do aparato
experimental. .......................................................................................................................... 111
Figura 5-4 – Correlação entre as massas de material granular observadas e as massas
estimadas por meio de regressões lineares múltiplas em função das variáveis climatológicas.
................................................................................................................................................ 116
Figura 5-5 - Desvios relativos entre a massa de material granular observada e a massa
estimada pela regressão linear múltipla com 1,2 e 3 parâmetros. .......................................... 116
Figura 5-6 - Desgaste do pavimento asfáltico que recobre a área de drenagem. Detalhe para a
proximidade do buraco em relação à entrada do sistema (boca de lobo). .............................. 118
Figura 5-8 – Polutogramas de 30/03/2009 ............................................................................. 123
Figura 5-9 - Polutogramas de 06/04/2009 .............................................................................. 124
Figura 5-10 – Curvas M(V) .................................................................................................... 126
Figura 5-11 – Correlação entre as concentrações observadas e as concentrações estimadas por
meio de regressões lineares múltiplas a partir de variáveis climatológicas. .......................... 131
Figura 5-12 – Desvios relativos entre a concentração máxima de SST observada e a
concentração estimada pela regressão linear múltipla com 1, 2, 3, 4 e 5 parâmetros. ........... 131
Figura 5-13 – Média (à esquerda) e mediana (à direita) da eficiência inicial e da eficiência
corrigida da vala de detenção. ................................................................................................ 134
Figura 5-14 – Distribuição espacial da variabilidade da remoção de SST por meio da vala de
detenção (eventos amostrados pelo ISCO 3700, n=108 para entrada e n=4 para saída). ....... 134
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
11
Figura 5-15 - Distribuição espacial da variabilidade da remoção de Pb por meio da vala de
detenção para os eventos amostrados pelo ISCO 3700 (limite da CONAMA 357/2005 em
vermelho). ............................................................................................................................... 138
Figura 5-16 - Distribuição espacial da variabilidade da remoção de Zn por meio da vala de
detenção para os eventos amostrados pelo ISCO 3700 (limite da CONAMA 357/2005 em
vermelho). ............................................................................................................................... 138
Figura 5-17 – Correlações entre as eficiências observadas e as estimativas da eficiência na
remoção de SST por meio de regressões lineares múltiplas em função das variáveis
climatológicas e do tempo de detenção. ................................................................................. 140
Figura 5-18 – Desvios relativos entre a eficiência da vala observada e a eficiência estimada
pela regressão linear múltipla com 1, 2, 3 e 4 parâmetros...................................................... 141
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
12
LISTA DE TABELAS
Tabela 3-1– Origem e natureza dos poluentes (adaptado de Chocat et al 1997 apud Baptista et
al 2005) ..................................................................................................................................... 25
Tabela 3-2 - Determinação de parâmetros relevantes para conhecimento da carga de poluentes
nas estradas inglesas (adaptado de CRABTREE et al, 2007). ................................................. 28
Tabela 3-3 – Características dos eventos amostrados (GROMAIRE-METZ, et al. 1998) ...... 29
Tabela 3-4 – Concentrações médias por evento para escoamento de telhado, pátio e rua
(GROMAIRE-METZ, et al. 1998) ........................................................................................... 29
Tabela 3-5 – Concentrações extremas e médias (DALIGAULT et al, 1998) .......................... 30
Tabela 3-6 – Variações das concentrações de SST segundo o tipo da área e a estação do ano,
(adaptado de AUCHAROVA e KHOMICH, 2005) ................................................................. 31
Tabela 3-7 – Análise comparativa das influências antropogênicas no escoamento superficial
urbano (adaptado de VIVACQUA, 2005) ................................................................................ 32
Tabela 3-8 – Categorias dos impactos atribuídos à construção e ao desenvolvimento de
atividades humanas ( CLAR et al, 2004) ................................................................................. 43
Tabela 3-9 – Principais categorias dos poluentes de escoamento urbano, suas fontes e
impactos relacionados (MUTHUKRISHANAN et al 2004, LEEDS et al 1993) .................... 44
Tabela 3-10 - Concentrações de metais pesados e PAH em solo adjacentes à estradas com
diferentes distâncias e profundidades (DIERKES e GEIGER, 1998) ...................................... 48
Tabela 3-11 - Características das bacias analisadas (BARRAUD et al, 2004) ....................... 50
Tabela 3-12 - Taxas de infiltração estável para solos de diferentes classes texturais. (RAWLS
et al. 1993) ................................................................................................................................ 55
Tabela 3-13 - Taxa de infiltração estável em função do tipo de cobertura do solo (adaptado de
OLIVEIRA, 2000) .................................................................................................................... 56
Tabela 3-14 – Tipos de sedimentação observados no tratamento de águas residuárias (In:
VON SPERLING, 1996) .......................................................................................................... 59
Tabela 3-15 – Eficiência na remoção de SST em uma bacia de detenção de grande porte
(adaptado de LI e PYATT, 2004) ............................................................................................. 64
Tabela 3-16 – Avaliação da eficiência média de uma bacia de detenção (adaptado de USEPA
2008) ......................................................................................................................................... 65
Tabela 3-17 – Eficiência na remoção de poluentes por meio de pavimento poroso e trincheira
de infiltração. ............................................................................................................................ 66
Tabela 3-18 – Retenção de metais e hidrocarbonetos por meio de trincheira de infiltração
(adaptado de BALADES et al. 1998, CERTU 1998) ............................................................... 67
Tabela 3-19 – Remoção de poluentes por meio da combinação de uma bacia de sedimentação
e um colchão drenante (In: VAN DIJK e JACOBS, 1998) ...................................................... 68
Tabela 3-20 – Análises das cargas de entrada e saída do sistema decantador seguido por um
filtro e o abatimento da poluição. (adaptado de GIROUD et al. 2007).................................... 69
Tabela 4-1 – Métodos utilizados para cada ensaio analítico feito no solo coletado antes da
operação da trincheira de infiltração ........................................................................................ 93
Tabela 4-2 – Variáveis indicadoras de qualidade, abreviaturas, unidades e métodos analíticos
utilizados no monitoramento da água. ...................................................................................... 96
Tabela 4-3 – Estatísticas básicas utilizadas na descrição dos dados, adaptado de von Sperling
(2005). .................................................................................................................................... 101
Tabela 5-1 - Características pluviométricas dos eventos amostrados .................................... 106
Tabela 5-2 - Distribuição das amostras segundo os dispositivos do experimento ................. 107
Tabela 5-3 – Balanço de massas ao longo do aparato experimental ...................................... 109
Tabela 5-4 – Características dos depósitos na boca de lobo à entrada do sistema ................. 110
Tabela 5-5 - resultados de análise química de sedimentos coletados na boca de lobo........... 113
13
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Tabela 5-6 – Coeficientes de correlação R entre dados climatológicos e sedimentos coletados
à boca de lobo (N=4) .............................................................................................................. 113
Tabela 5-7 - coeficientes R das correlações entre as características climatológicas e as massas
das três categorias de sedimentos encontradas na boca de lobo. (N = 12) ............................. 114
Tabela 5-8 - CME de todos os parâmetros analisados no escoamento superficial referente aos
eventos registrados pelo amostrador automático .................................................................... 119
Tabela 5-9 - Coeficientes de correlação R entre metais e SST referentes aos eventos
registrados pelo amostrador automático ISCO 3700. ............................................................. 127
Tabela 5-10 - Características pluviométricas e suas respectivas concentrações de SST........ 128
Tabela 5-11 - Coeficientes de correlação R entre as concentrações máximas e médias de SST
dos eventos e os dados climatológicos (N=9) ........................................................................ 129
Tabela 5-12 – Remoção de sólidos suspensos totais pela vala de detenção ........................... 133
Tabela 5-13 - Remoção média de metais pesados pela vala de detenção dos eventos
amostrados pelo amostrador de PVC...................................................................................... 136
Tabela 5-14 - Remoção média de metais pesados pela vala de detenção dos eventos
amostrados pelo amostrador ISCO 3700. ............................................................................... 137
Tabela 5-15 - Coeficientes de correlação R entre as eficiências obtidas pela vala de detenção
na remoção de SST, os dados climatológicos, e o tempo de detenção ................................... 139
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14
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS
ABNT
Associação Brasileira de Normas Técnicas
APHA
American Public Health Association
BHTRANS
Órgão Gestor do Transporte Urbano de Belo Horizonte
Cd
Cádmio
CDTN
Centro de Desenvolvimento da Tecnologia Nuclear
CE
Condutividade Elétrica
CETESB
Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
CME
Concentração Média do Evento
CONAMA
Conselho Nacional de Meio Ambiente
CPVC
Coeficiente do Amostrador de PVC
CT
Coliformes Totais
Cu
Cobre
D
Duração da chuva
D15
Diâmetro que corresponde a 15% da amostra passante
D85
Diâmetro que corresponde a 85% da amostra passante
DBO
Demanda Bioquímica de Oxigênio
DEHR
Departamento de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos
DESA
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental
DQO
Demanda Química de Oxigênio
DS
Dias Secos Anteriores
E. coli
Escherichia coli
EE
Escola de Engenharia
H0
Carga Hidráulica na Superfície
HC
Hidrocarbonetos Totais
HEC-RAS
Hydrologic Engineering Centers River Analysis System
HPA
Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos
HPT
Hidrocarbonetos Totais do Petróleo
HS 2
Ácido Sulfúrico
I15
Intensidade Média dos Primeiros 15 minutos de Chuva
Imed
Intensidade Média da Chuva
INMET
Instituto Nacional de Meteorologia
ISCO3700
Modelo de Amostrador Automático
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15
K
Condutividade Hidráulica
LD
Limite de Detecção
Mn
Manganês
n/c
não encontrado
NA
Nível de Água
NaCl
Cloreto de Sódio
NBR
Norma Brasileira
Ni
Níquel
NTK
Nitrogênio Total Kyeldahl
NURP
National Urban Runof Program
O95
Corresponde a 95 % do diâmetro dos poros do filtro
OD
Oxigênio Dissolvido
OP20
Nomenclatura de geotêxtil com gramatura de 200 g/mm²
PROSAB
Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
Ptot
Precipitação total
Ptotal
Fósforo Total
PVC
Poli Cloreto de Vinila
SST
Sólidos Suspensos Totais
SSV
Sólidos Suspensos Voláteis
SUDECAP
Superintendência de Desenvolvimento da Capital
SWITCH
Sustainable Water Management Improves Tomorrow’s Cities’ Health
TD-D
Tempo de detenção menos a Duração da chuva
TR
Tempo de Retorno
UFMG
Universidade Federal de Minas Gerais
USEPA
United States Environmental Protection Agency
Zn
Zinco
Θi
Umidade Inicial do Solo
Θs
Umidade de Saturação do Solo
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16
1 INTRODUÇÃO
Principalmente entre os anos de 1960 e 2000, o crescimento populacional no Brasil foi
significante e a infra-estrutura urbana não teve uma evolução à mesma altura. Em 2000, a
população dos centros urbanos correspondia a cerca de 81% do total da população brasileira
(IBGE, 2000).
Uma grave conseqüência desta evolução populacional foi a propagação das áreas
impermeáveis, gerando aumento e aceleração dos escoamentos superficiais, aumento de
resíduos e sedimentos nos cursos d’água, e, sobretudo, redução na qualidade da água dos
corpos receptores graças à decorrente poluição difusa. Segundo Dechesne (2002), o emprego
de técnicas alternativas, como bacias de infiltração ou detenção, se mostra uma solução eficaz
para o controle dos problemas citados anteriormente. A figura 1.1 apresenta um resultado que
evidencia a ligação entre o aumento de enchentes em Belo Horizonte em função da elevação
do número de habitantes na área urbana.
Figura 1-1 - Aumento da população vs. Ocorrência de inundação em Belo Horizonte, (Fonte:
Sudecap 2005 apud Ministério das Cidades, 2006.)
Dispositivos de armazenamento ou de infiltração de águas pluviais ou, ainda, que combinam
ambos os processos são adotados há muitos anos em diferentes países (BROWNE et al.,
2007; CERTU, 1998), como a Holanda, que introduziu o conceito de infiltração de águas
pluviais em seu sistema de drenagem urbana em 1997 (BEENEN e BOOGAARD, 2007). No
Brasil, a experiência com o emprego destas soluções, particularmente no caso de sistemas
infiltrantes, é pequena e presente, sobretudo, em contexto de trabalhos de pesquisa (SOUZA e
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
17
GOLDENFUM, 2004). O emprego mais generalizado dessas soluções requer iniciativas em
diferentes domínios. Um dos mais importantes parece ser o de fazer face à natural resistência
do meio técnico a soluções pouco conhecidas. É, portanto, relevante desenvolver
experimentos com potencial de demonstração das características de desempenho, construtivas,
de emprego, e outras relativas a esses tipos de dispositivos, bem como capazes de se constituir
em sítios para a capacitação e o treinamento.
Por um lado, os métodos de dimensionamento desses dispositivos são relativamente
simplificados e, usualmente, consideram apenas um dos inúmeros cenários das condições
reais de operação dos mesmos (BROWNE et al., 2007). Fatores como o estado inicial do
sistema, como o volume inicial armazenado no dispositivo e o estado de umidade do solo,
assim como as características do evento pluvial, como a intensidade da precipitação e sua
distribuição temporal e espacial, podem criar situações críticas para o funcionamento do
dispositivo distintas das condições de projeto (NASCIMENTO et al., 2001; SOUZA e
GOLDENFUM, 2004). Por outro lado, trata-se de um tema de crescente preocupação e
interesse por parte da comunidade científica e de gestores de sistemas dos riscos de poluição
do solo e de águas subterrâneas por dispositivos de armazenamento e infiltração (GAUTIER,
1998).
Ressalta-se que o contexto brasileiro pode apresentar particularidades e desafios para o
emprego desses dispositivos, no que se refere, por exemplo, aos distintos regimes de chuva
observados no território nacional, a questões particulares associadas à manutenção de vias e
de dispositivos de drenagem pluvial, às características das fontes de poluição difusa, entre
outros aspectos.
Nesse sentido, o Departamento de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos da UFMG se
engajou nos projetos PROSAB Drenagem e SWITCH (Sustainable Water Management
Improves Tomorrow’s Cities’ Health). Esse último engloba 32 instituições distribuídas entre
15 países diferentes com o objetivo principal de facilitar a troca de experiências em manejo de
águas urbanas, por meio de diversos experimentos, dentre outros este projeto de pesquisa
Neste trabalho, estudou-se o escoamento superficial de origem pluvial em uma via de tráfego
intenso e a eficiência no controle da poluição difusa proveniente deste escoamento por meio
de uma trincheira de infiltração e de uma vala de detenção. Entretanto, em virtude de
problemas operacionais com as amostras coletadas a jusante da trincheira, os resultados sobre
18
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
o abatimento da poluição difusa apresentados nesta pesquisa estão relacionados somente à
vala de detenção. Efetuaram-se também análises preliminares de correlação e regressão linear
múltipla entre os dados climatológicos (precipitação total, intensidade, período seco anterior),
e as cargas de poluentes e dos sedimentos registrados pelas amostragens. Ressalta-se que os
resultados aqui apresentados se referem ao monitoramento do ano hidrológico 2008-2009,
entre outubro de 2008 e junho de 2009.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
19
2 OBJETIVOS
2.1
Objetivo geral
Avaliar a eficiência de trincheiras de infiltração e de valas de detenção para o controle de
poluição difusa de origem pluvial proveniente do sistema viário e os riscos de poluição do
solo por infiltração de águas pluviais.
2.2
Objetivos específicos
•
Analisar e caracterizar as fontes de poluição difusa de origem pluvial na área de estudo;
•
Verificar os riscos de poluição do solo e das águas subterrâneas decorrentes de infiltração
de águas pluviais;
•
Analisar e caracterizar as influências dos parâmetros climatológicos (precipitação total,
período seco anterior, intensidade média) sobre a quantidade de sedimentos encontrada
dentro de uma boca de lobo, sobre a concentração máxima de sólidos suspensos totais e
sobre a eficiência da vala de detenção;
•
Analisar aspectos operacionais (problema de colmatação, dificuldade de limpeza e
manutenção) associados ao emprego de trincheiras de infiltração e valas de detenção em
meio urbano;
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20
3 REVISÃO DA LITERATURA
3.1
Poluição Difusa de Origem Pluvial
Primeiramente, deve-se introduzir uma visão geral do conceito de poluição para que haja um
melhor entendimento desta pesquisa. Segundo a Lei no 6.938, de 31 de agosto de 1981, que
dispõe sobre a Política Nacional do Meio Ambiente, em seu Artigo 3º, define-se poluição
como sendo qualquer alteração adversa das características do meio ambiente, resultante de
atividades que direta ou indiretamente:
• prejudiquem a saúde, a segurança e o bem-estar da população;
• criem condições adversas às atividades sociais e econômicas;
• afetem desfavoravelmente a biota;
• afetem as condições estéticas ou sanitárias do meio ambiente;
• lancem matérias ou energia em desacordo com os padrões ambientais estabelecidos.
As atividades citadas anteriormente geram diversas formas de poluição, como por exemplo:
poluição sonora, poluição atmosférica, etc. Dentre essas, uma que muito se destaca no meio
acadêmico é a poluição difusa de origem pluvial. Por esta razão, estudos referentes à poluição
gerada pelo escoamento superficial em meio urbano datam de longo tempo em alguns países
do mundo. Nos Estados Unidos, os relatos remetem à década de 60, quando a Agência de
Proteção Ambiental (EPA) identificou que as cargas associadas às descargas ou vazões
provenientes de cheias urbanas representavam grandes fontes de poluição dos corpos hídricos
(USEPA, 1990). Em 1972, em uma emenda constitucional chamada Clean Water Act , o
Programa Nacional de Escoamentos Urbanos (NURP) foi estabelecido, contendo como meta
principal promover a investigação da poluição das águas no ambiente urbano. Nesse sentido,
os resultados registrados no tratamento das águas residuais de algumas cidades americanas e
apresentados no relatório final do NURP confirmaram que as fontes de poluição difusa foram
identificadas como as maiores causadoras de degradação da qualidade dos escoamentos
superficiais (USEPA, 1983).
De acordo com Urbonas e Stahre (1993), a poluição difusa de origem pluvial inicia-se através
do arraste dos poluentes atmosféricos pela chuva e conclui-se pelo escoamento superficial,
sendo esse, responsável direto pelo transporte dos poluentes dispostos sobre a superfície da
21
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área urbana até o lançamento final no corpo receptor. Assim, nota-se claramente a relação
direta entre a poluição difusa e o ciclo hidrológico.
Tomaz (2006) relata que a poluição difusa ocorre quando ela não pode ser identificada e cobre
uma extensa área, como aquela proveniente das chuvas sobre uma cidade, que molham os
telhados, os jardins, as ruas, etc, levando consigo poluentes urbanos para os cursos d’água.
Uma definição prática de poluição difusa foi proposta por Campbell et al (2004): Poluição
difusa é aquela oriunda das atividades exercidas ou ocupadas no solo (urbano ou rural) que
são dispersos por toda área e não surgem como um efluente de um processo, esgoto municipal
ou efluente de uma descarga de área urbana.
Campbell et al (2004) caracterizam as fontes difusas por meio das seguintes condições:
• Descargas difusas de água entram na área de drenagem de maneira difusa e em intervalos
intermitentes que são relacionados em sua maioria à ocorrência de evento metereológico;
• Fontes difusas são difíceis ou impossíveis de serem monitoradas em seu ponto de origem;
• A poluição surge sobre áreas extensas e permanece em trânsito antes de atingir as águas
superficiais ou infiltrar em aquíferos rasos;
• Diferentemente das fontes pontuais tradicionais, onde o tratamento é o método mais eficaz
no controle da poluição, o abatimento da carga difusa e as práticas de gerenciamento do
escoamento são o foco no controle;
• Os impactos na qualidade da água são avaliados conforme o tamanho da área da bacia;
• As cargas poluidoras estão relacionadas a certos eventos climáticos incontroláveis, tais
como: precipitações, condições climatológicas, etc, e elas podem variar bruscamente de
lugar para lugar ou de ano para ano;
• Visando o controle da poluição, os indicadores mais importantes das fontes difusas são os
sólidos suspensos, nutrientes, patogênicos fecais e componentes tóxicos.
Segundo Porto (1995) a origem da poluição difusa é bastante diversificada, sendo que, para
ela, contribuem a abrasão e o desgaste das ruas pelos veículos, o lixo acumulado nas ruas e
calçadas, os resíduos orgânicos de pássaros e animais domésticos, as atividades de construção,
os resíduos de combustível, óleos e graxas deixados por veículos, poluentes em suspensão na
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
22
atmosfera, etc. Os principais poluentes que são assim carreados são sedimentos, matéria
orgânica, bactérias, metais como cobre, zinco e chumbo, hidrocarbonetos provenientes do
petróleo, tóxicos, como os pesticidas, e os poluentes em suspensão no ar, que se depositam
sobre as superfícies. E os eventos de precipitação podem elevar as concentrações de metais
tóxicos no corpo receptor até níveis agudos.
Talvez, a característica mais marcante da poluição de origem difusa seja a grande
variabilidade da concentração de poluentes presentes quando do lançamento da drenagem
urbana nos corpos d’água. As concentrações variam em ordens de magnitude entre bacias
hidrográficas, entre diferentes eventos de precipitação e, também, ao longo de um mesmo
evento. (PORTO, 1995)
Em 1995, o Congresso Americano recebeu o relatório “Inventário Nacional de Qualidade da
Água”, o qual afirmou que 30% dos casos identificados como impactantes à qualidade da
água são atribuídos às descargas do escoamento superficial ou de fontes não pontuais ao
longo da bacia hidrográfica (USEPA, 1995).
Mesmo após investigações detalhadas, continuam a existir muitas incertezas sobre o processo
de poluição gerado pelas enxurradas. Estas incertezas refletem a falta de intensivas
campanhas de campo para a avaliação de cargas difusas e estudos, por exemplo, de correlação
ou de causa e efeito relacionando-as ao uso do solo, às características dos eventos pluviais às
condições iniciais do sistema (e.g.: altura de precipitação antecedente, número de dias sem
chuva). Os processos de origem difusa são intrinsecamente difíceis e complexos de se
modelar devido à natureza estocástica do fenômeno. Por essa razão, é de se esperar que o
processo estudado não possa ser previsto de forma puramente determinística. Todavia, do
ponto de vista de engenharia ou de gerenciamento, os modelos determinísticos continuarão a
ser bastante úteis nesse tipo de avaliação (PRODANOFF, 2005).
3.2
Fontes Poluidoras
A compreensão das fontes potenciais de poluentes é de fundamental importância quando se
estudam os impactos do lançamento dos escoamentos de origem pluvial sobre os meios
receptores. A acumulação de vários poluentes dentro da área da bacia pode ser atribuída a
diversas fontes e os efeitos individuais são de difícil separação. Todavia, o conhecimento
qualitativo das prováveis fontes possibilita ao investigador se concentrar nas áreas
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
23
problemáticas e avaliar dispositivos de controle que podem ser usados para desviar cargas
adversas antes que elas atinjam o sistema de drenagem.
De acordo com Porto (1995), para se avaliar corretamente o potencial poluidor, os impactos
gerados e, as medidas de controle adequadas das cargas difusas é fundamental a identificação
das fontes geradoras do material carreado pelo escoamento superficial. Dessa maneira, a
autora considera como principais fontes geradoras de cargas difusas: deposição atmosférica,
desgaste da pavimentação, veículos, restos de vegetação, lixo e poeira, restos e dejetos de
animais, derramamentos e erosão.
Para Xanthopoulos e Hahn (1992), todas essas fontes podem ser classificadas como a origem
dos poluentes antropogênicos, os quais são adsorvidos aos sólidos suspensos e que podem ser
observados em altas concentrações nos escoamentos superficiais. A quantidade de carga
gerada depende do tipo e do uso do solo, de características hidrológicas e topográficas,
cobertura vegetal, estação do ano, eficiência na limpeza das ruas, entre outros fatores (SILVA,
2003).
No contexto da origem dos poluentes, Chocat et al (1997) apud Baptista et al (2005)
estimaram que 15% a 25% da carga de poluição de origem pluvial é diretamente atribuída ao
arraste de poluentes atmosféricos pela chuva. O restante provém do escoamento das águas
pluviais sobre as superfícies urbanas onde os poluentes se acumulam em tempo seco. A tabela
3.1 apresenta a origem e a natureza dos principais poluentes urbanos.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
24
Tabela 3-1– Origem e natureza dos poluentes (adaptado de Chocat et al 1997 apud Baptista
et al 2005)
Origem
Circulação de
automóveis
Indústria
•
•
•
•
•
•
Animais
•
Resíduos sólidos
•
•
Erosão dos solos, dos
pavimentos e em
•
canteiro de obras
•
Vegetação
•
•
Natureza dos poluentes
Hidrocarbonetos (óleos, graxas e gasolina)
Metais provenientes do desgaste dos pneus (cádmio, cobre), dos
freios (zinco) e de peças metálicas (titânio, cromo, alumínio...)
Óxido de nitrogênio (gases de escapamento)
Metais (chumbo, cádmio, zinco)
Resíduos de petróleo e micro poluentes orgânicos rejeitados sob a
forma líquida ou gasosa podendo ser carreados por longas
distâncias
Matéria orgânica proveniente de dejetos de animais (domésticos ou
selvagens) que podem constituir-se em fonte de contaminação
bacteriana ou viral
Matéria orgânica, plásticos, metais diversos, papéis, etc. rejeitados
diretamente nas bocas de lobo, provenientes da lixiviação das
superfícies urbanas pelas águas pluviais, de depósitos ilegais de
resíduos sólidos ou de aterros sanitários mal geridos.
Poeiras contendo diferentes poluentes (em particular, o zinco que
provém de usinas de incineração emitindo grandes quantidades de
poluentes)
Matéria em suspensão (poluição mineral que pode conter agentes
ativos como o asfalto)
Poluentes provenientes da erosão de pavimentos de vias
(elementos procedentes do cimento ou do pavimento das calçadas,
das pinturas do pavimento, notadamente o chumbo)
Matérias carbônicas, mais ou menos biodegradáveis (folhas
mortas, polens)
Nitratos e fosfatos provenientes de adubos
Compostos organo-clorados (pesticidas e herbicidas)
Rollin et al. (2001) apresentaram um balanço detalhado das principais fontes de poluição das
águas superficiais à exutória de uma bacia hidrográfica da região parisiense com 192 km² e
250 mil habitantes. Segundo eles, este estudo permitiu quantificar com precisão as principais
fontes de poluição das águas dentro de uma grande bacia hidrográfica de uma maneira global
ou diária, haja vista que as medidas de sólidos suspensos totais (SST) e DQO foram realizadas
continuamente. Ressalta-se que metade da área desta bacia é fortemente urbanizada e a outra
metade é extremamente rural.
Para as águas superficiais em tempo seco, a coleta realizada por meio de amostrador
automático evidenciou a importância da poluição de origem agrícola. Para as águas de
enxurradas pôde-se constatar que o parâmetro mais prejudicial ao curso d’água principal da
bacia foi o SST, uma vez que ele apresentou as maiores diferenças entre as concentrações
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25
amostradas e aquelas segundo os padrões franceses para efluentes. O perigo dos SST já era
alertado por Xanthopoulos e Hahn (1992), que previam a necessidade de pesquisar e
descrever o comportamento dos sólidos suspensos, de forma a explicar os processos de
transporte e depósito dos poluentes antropogênicos.
Os resultados indicaram que a poluição originada das áreas urbanas se revelou de natureza
mais “orgânica”, pois os elementos mais representativos foram DQO, DBO 5 , nitrogênio total,
e que a de zonas rurais se mostrou essencialmente do tipo mineral, visto que os parâmetros
mais representativos foram SST e metais pesados. Todos indicadores apresentaram níveis de
concentrações bem baixos se comparados aos da norma européia de potabilidade. A poluição
pelos metais pesados aparece significativa somente para o zinco e para o chumbo. Em relação
às águas residuais domésticas, pode-se afirmar que o impacto da poluição residual do rejeito
das águas tratadas se mostrou o fator mais relevante neste caso (ROLLIN et al, 2001).
Portanto, há o completo interesse em se analisar a situação precedente dentro de um contexto
global da bacia hidrográfica, visando o entendimento dos trabalhos para melhorar ou perenisar
a qualidade de um meio receptor.
3.3
Valores Característicos dos Poluentes nos Escoamentos Urbanos
Segundo Valiron e Tabuchi (1992), o conhecimento dos valores característicos dos
escoamentos urbanos deve se basear em três objetivos:
•
As medidas servem para aprofundar os conhecimentos de base sobre os fenômenos e sua
quantificação.
•
As medidas sobre um local permitem o aprimoramento dos cálculos e projetos das obras
necessárias para o domínio da poluição e também para analisar os impactos dos trabalhos
realizados. Notou-se que as leis ou as correlações estabelecidas eram insuficientes para
determinar validamente as características dos trabalhos a serem feitos.
•
Eventualmente, as medidas feitas em tempo real permitem uma boa gestão das obras
realizadas, por exemplo, os vertedores.
A coleta de dados é parte crucial para o correto entendimento de processos naturais. Diversos
estudos de caracterização da poluição difusa de origem pluvial em meio urbano já foram
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26
efetuados pelo mundo. Fuchs (2004) reuniu 425 registros, que foram coletados entre os anos
de 1968 e 2001 em diversas localidades do planeta, visando à formação de um banco de
dados, o ATV-DVWK-Datenpool. A compilação desses dados evidenciou quais são os
parâmetros mais estudados, (ver figura 3.1). O autor ressalta que os indicadores mais
difundidos nas pesquisas sobre poluição difusa são os sólidos suspensos totais, a demanda
química de oxigênio (DQO), o fósforo total, a demanda biológica de oxigênio (DBO) e o
chumbo.
Entretanto, sabe-se que até meados da década de noventa existiam alguns poluentes, como os
hidrocarbonetos, cádmio, etc, que não possuíam uma boa metodologia de ensaios
laboratoriais. Portanto, faz-se necessário relevar a ausência de alguns parâmetros na lista de
Fuchs (2004).
Figura 3-1 - Parâmetros analisados em escoamentos urbanos e o número de registros (In:
FUCHS, 2004)
Em 2003 a Agência de Estradas da Inglaterra estudou durante três anos os poluentes
encontrados nos escoamentos das estradas inglesas em 24 locais de condições diversas.
Quatro regiões climáticas foram definidas com base na precipitação média anual (clima seco
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27
< 800 mm e clima úmido > 800 mm) e na temperatura média anual do inverno (quente > 3ºC
e frio < 3ºC). Nesta época, o estudo encontrava-se na primeira etapa, onde os primeiros
resultados serviriam de base para a definição dos parâmetros monitorados. Nesta fase inicial,
4 locais foram selecionados de forma que houvesse representatividade das quatro
combinações de tipos de clima. O tráfico diário destas localidades variou entre 106.000 e
146.000 veículos, (CRABTREE et al, 2007). Os resultados iniciais desta pesquisa encontramse na tabela 3.2.
A escolha dos dezesseis hidrocarbonetos policíclicos aromáticos amostrados neste estudo foi
baseada nas diretrizes da agência norte-americana de proteção ambiental (USEPA).
Tabela 3-2 - Determinação de parâmetros relevantes para conhecimento da carga de
poluentes nas estradas inglesas (adaptado de CRABTREE et al, 2007).
Parâmetro
Unid.
Resultados
Max.
Média
Cobre total
mg/l
0,5650
0,1790
Zinco total
mg/l
5,7300
0,7995
Cádmio total
mg/l
0,0030
0,0007
Chumbo total
mg/l
0,3100
0,0746
Naftaleno
mg/l
0,0009
0,0003
Acenaftileno
mg/l
0,0003
0,0001
Acenafteno
mg/l
0,0003
0,0001
Fluoreno
mg/l
0,0010
0,0002
Fenantreno
mg/l
0,0033
0,0009
Antraceno
mg/l
0,0008
0,0002
Fluoranteno
mg/l
0,0122
0,0030
Pireno
mg/l
0,0125
0,0034
Benzo[a]antraceno
mg/l
0,0050
0,0013
Criseno
mg/l
0,0074
0,0022
Benzo[b]fluoranteno
mg/l
0,0078
0,0022
Benzo[k]fluoranteno
mg/l
0,0035
0,0009
Benzo[a]pireno
mg/l
0,0048
0,0014
Indeno[1,2,3-cd]pireno
mg/l
0,0049
0,0013
Dibenzo[a,h]antraceno
mg/l
0,0009
0,0003
Benzo[ghi]perileno
mg/l
0,0057
0,0015
HPA total
mg/l
0,0622
0,0185
SST
mg/l
1340,0
259,8
Segundo Crabtree et al. (2007), os níveis das concentrações de zinco foram significadamente
maiores que os demais resultados. O autor explica que as relações matemáticas entre os
parâmetros não foram consistentes e que eles não são dependentes do clima ou das
características locais. Os dados não mostraram elevações das concentrações dos poluentes
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28
durante o inverno. Além disso, os resultados não mostraram relação entre as concentrações de
poluentes e as características do evento. Tal fato pode ser um reflexo do número relativamente
pequeno de amostras, no caso 10 eventos.
O material que recobre a superfície de drenagem influencia diretamente as características
qualitativas do escoamento superficial. Baseado neste contexto, Gromaire-Metz et al. (1998)
realizaram uma pesquisa que apresenta concentrações médias por evento de metais pesados,
sólidos suspensos totais, DQO e DBO para três tipos de superfícies diferentes: telhado, pátio e
rua, coletando 4, 3 e 6 amostras por cada evento respectivamente. O estudo avaliou 16
precipitações entre julho de 1996 e maio de 1997, sobretudo durante o verão e a primavera, na
cidade de Paris. As tabelas 3.3 e 3.4 apresentam e os resultados obtidos.
Tabela 3-3 – Características dos eventos amostrados (GROMAIRE-METZ, et al. 1998)
Altura de
Intensidade
Intensidade
Duração da
Período seco
chuva (mm)
média (mm/h) máxima em 5 chuva (hh:mn) anterior (dias)
min. (mm/h)
Mínimo
2,7
1,1
2,6
00:30
0,1
Máximo
21,6
24,0
80,8
06:56
50,5
Média
8,6
3,7
14,8
02:00
3,0
Tabela 3-4 – Concentrações médias por evento para escoamento de telhado, pátio e rua
(GROMAIRE-METZ, et al. 1998)
Parâmetros
Telhado
Pátio
Rua
min.
max.
min.
max.
min.
max.
média
média
média
SST(mg/l)
3
304
22
490
49
498
29
74
92,5
DQO(mg/l)
5
318
34
580
48
964
31
95
131
DBO5
1
27
9
143
15
141
4
17
36
37
823
125
216
115
4032
108
161
508
HPA (µg/l)
0,1
32
0,2
1,3
0,3
1,8
1,3
0,8
0,6
Cd(µg/l)
3
247
13
50
27
191
37
23
61
Cu(µg/l)
16
2764
49
225
71
523
493
107
133
Pb(µ/l)
802
38061
57
1359
246
3839
3422
563
550
Zn(µ/l)
Segundo a autora a caracterização do escoamento no centro de Paris confirma o grau de
importância da poluição difusa oriunda das ruas. O estudo provou também que o escoamento
dos telhados, longe de ser não poluído, é uma fonte maior para alguns elementos em
comparação com os escoamentos das ruas. Haja vista o nível bastante elevado de metais
pesados encontrados em suas amostras, no caso de descargas diretas, essas poderiam ter
efeitos tóxicos em águas naturais e sua infiltração iria contaminar rapidamente o solo. A
utilização de metais como o zinco, chumbo e cobre para coberturas aparenta ser prejudicial à
qualidade dos escoamentos.
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29
Daligault et al. (1998) efetuaram suas pesquisas em duas pequenas bacias localizadas ao norte
da França, que possuem tamanhos e ocupações completamente diferentes. A primeira,
Brunoy, tem uma área de 2,7 ha, sendo 55% de equipamentos escolares e esportivos, 37% de
edifícios e 8% de vias. A segunda, Vigneux, ocupa uma área de 105 ha, dos quais, 56% são
casas, 20% edifícios, 3% zonas comerciais, 8% zonas industriais, 4% parques e 9% vias.
Trinta eventos serviram de base para as análises.
Segundo os autores, a bacia de Vigneux acarretou uma poluição mais importante que a de
Brunoy, sobretudo para os parâmetros orgânicos, evidenciando assim, a influência da
ocupação do solo e principalmente do tamanho da área de drenagem. A exceção foi o zinco,
pois suas concentrações em Brunoy foram muito elevadas, e os valores mais fortes foram
medidos em eventos de fraca intensidade, ao contrário dos outros parâmetros. A tabela 3.5
mostra os resultados deste estudo.
Tabela 3-5 – Concentrações extremas e médias (DALIGAULT et al, 1998)
Indicador
Unid.
Brunoy (2,7ha)
Vigneux (105ha)
min
max
min
max
média
média
SST
mg/l
11
458
25
964
158
199
Condutividade
50
244
107
402
99
189
µS/cm
pH
6,9
8,2
6,8
8
7,5
7,5
DQO
mg/l
18
299
26
561
68
121
DBO
mg/l
3
29
4
168
10
17
NTK
mg/l
1
12,5
1,7
50
2,8
4,7
Ptotal
0,13
4,7
0,3
19,1
0,56
1,1
µg/l
Cd
0,43
1,15
0,1
3,2
0,9
1,0
µg/l
Cr
0,8
3,5
1,5
8,7
2,2
µg/l
Cu
7
59
6
52
23
24
µg/l
Ni
1,9
3,9
<1
1,4
µg/l
Pb
2
210
4
404
52
69
µg/l
Zn
210
2900
30
640
607
146
µg/l
Hidrocarbonetos
0,1
4,9
0,1
17
1,2
3,3
µg/l
Carbono total
5,7
14,3
6,6
30
12
µg/l
HPA
<0,16
<0,70
<0,16
<1,59
µg/l
Em países de clima frio, como Rússia, Dinamarca, etc, a diferença das concentrações de
sólidos suspensos totais nos escoamentos urbanos, entre o inverno e o verão, são
extremamente elevadas. A causa principal deste fato é a aplicação de agentes degeladores (
mistura de sal e areia) para eliminar a neve no período de inverno (AUCHAROVA e
KHOMICH, 2005). Este estudo realizado em Minsk, capital da Bielorússia, mostrou além das
diferenças sazonais, a importância do tipo de uso da área de drenagem nas taxas de SST. Os
resultados foram baseados em mais de 100 amostras coletadas nos anos de 2003 e 2004. A
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30
comparação entre as concentrações de SST conforme o tipo da área e a estação do ano está
apresentada na tabela 3.6.
Tabela 3-6 – Variações das concentrações de SST segundo o tipo da área e a estação do
ano (adaptado de AUCHAROVA e KHOMICH, 2005)
Tipo de área
Sólidos suspensos totais (mg/l)
Verão
Inverno
Min.
10,2
30,8
Verde
Max.
30,0
70,1
Média
22,1
45,3
0,0
273,1
Residencial Min.
Max.
578,5
525,6
Média
159,1
347,8
Min.
148,0
258,0
Transporte
Max.
395,5
6281,8
Média
261,5
2441,1
De forma a obter um melhor conhecimento das águas escoadas nos centros urbanos para
possíveis reaproveitamentos das mesmas, Vivacqua (2005) elaborou uma pesquisa sobre o
estado da arte da qualidade da água do escoamento superficial urbano. Os resultados deste
estudo apresentaram de maneira ampla as influências antropogênicas nas características das
águas de enxurrada.
Quatro grupos de pesquisa foram analisados, sendo eles: o Coreano, o Francês, o Australiano
e o Brasileiro. A autora relata os seguintes parâmetros: metais, sólidos, hidrocarbonetos
policíclicos aromáticos, coliformes totais, DBO, DQO, fósforo (Ptotal) e nitrogênio total
(NTK), tendo os telhados, os pátios, as ruas e início do sistema de drenagem como os pontos
de coleta das amostras. A análise comparativa entre todos os dados apresentados está contida
na tabela 3.7.
Em relação aos resultados, deve-se ressalvar os parâmetros Ptotal e NTK, visto que os valores
máximos, mínimos e médios se apresentaram iguais para cada tipo de superfície. Esse
comportamento ocorreu talvez em virtude de somente um único grupo ter analisado tais
indicadores.
Segundo a pesquisadora, a água do escoamento superficial tem características de qualidade
convenientemente boas e tem condição de manancial, no sentido de ser possível sua utilização
para inúmeros usos não potáveis e baixo custo. A qualidade é progressivamente menor da
captação do telhado para os pátios, jardins, ruas e sistema de drenagem, como se era de
esperar. Entretanto, essa diminuição não inviabiliza usos importantes não potáveis.
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31
Tabela 3-7 – Análise comparativa das influências antropogênicas no escoamento superficial urbano (adaptado de VIVACQUA, 2005)
Parâmetro
Un.
DBO
mg/l
DQO
mg/l
SST
mg/l
SSV
mg/l
NTK
mg/l
Ptotal
mg/l
HPA
mg/l
Pb
mg/l
Cd
mg/l
Cu
mg/l
Zn
mg/l
Mn
mg/l
Coliforme total
NMP/l
VMP = valor mais provável, ou
Telhado
Pátio
Min
Max
Min
Max
Min
VMP
VMP
0,30
42,00
6,00
47,00
14,0
4,240
12,90
5,00
198,0
29,0
218,7
25,0
25,28
61,80
0,00
211,0
11,0
490,0
0,20
22,35
82,65
0,00
92,84
3,84
132,3
4,10
8,670
18,35
0,21
0,210
0,08
0,080
0,74
0,210
0,080
5,62
5,620
6,77
6,770
2,10
5,620
6,770
0,02
0,020
0,15
0,020
0,01
1,190
0,02
0,180
0,01
0,060
0,050
0,00 0,0005 0,0045 0,0003 0,0005 0,0013 0,0003
0,01
0,240
0,01
0,040
0,04
0,030
0,020
0,44
10,40
0,06
1,080
0,12
0,750
0,190
0,00
0,070
0,020
0,00
1.118
0,0
284,7
seja, valor observado próximo ao baricentro da área formada pelos
Rua
VMP
28,69
119,77
87,18
45,41
0,83
2,10
1,58
0,08
0,0011
0,06
0,32
Início do sistema de
Max
160,0
964,0
497,0
347,0
0,93
2,10
3,00
0,16
0,002
0,11
1,10
Min
5,48
20,5
13,0
8,22
0,10
2,40
0,002
drenagem
VMP
65,15
340,02
594,67
29,88
Max
254,0
1.455
2.796
60,00
35,20
22,40
0,890
6.840
834
resultados apresentados nas pesquisas quando
dispostos graficamente (VIVACQUA, 2005).
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32
Segundo Vivacqua (2005), a qualidade das águas de telhados, pátios e jardins apresenta
variações importantes em função dos materiais das superfícies e principalmente, do uso e
manutenção locais. Para as águas das ruas, além dos materiais das superfícies, a qualidade
dessas depende principalmente do movimento de pessoas e animais, bem como do tráfego de
veículos e de lavagens e varrições. Por fim, a qualidade das águas captadas no início do
sistema de drenagem sofre influência em valor e faixa de amplitude das características físicas
da bacia, do uso e ocupação do solo, densidade demográfica e hábitos culturais, além da
sedimentação facilitada ou não no próprio sistema.
A análise gravimétrica dos sedimentos encontrados na via fornece uma informação muito
importante, a distribuição granulométrica daquele material. Sabe-se que essa distribuição
sofre influência da chuva e do processo de limpeza da rua, mostrando que a carga total de
poluentes na superfície geralmente aumenta ao longo dos dias secos. Parte desta carga
acumulada é carreada durante os eventos chuvosos, (DOTTO 2006).
De acordo com Vaze e Chiew (2002) apud Dotto (2006), eventos típicos de precipitação, ou
seja, com tempo de retorno (TR) inferior a 2 anos, removem apenas uma pequena porção do
total de poluentes sobre as superfícies e que a carga de poluentes presente na superfície é
sempre maior do que aquela que poderia ser carreada por um evento chuvoso de grande porte,
como por exemplo, uma precipitação com TR 25. Desta forma, o carreamento dos poluentes
depende principalmente das características da precipitação e do escoamento.
Com base neste contexto, Dotto (2006) constatou, de acordo com suas amostragens, que a
maior parte do material analisado é constituída por areia média, com diâmetro médio de
aproximadamente 0,350 mm. A figura 3.2 apresenta as curvas granulométricas dos seis
primeiros eventos amostrados pela autora. Ressalta-se, que os sedimentos amostrados nesta
pesquisa foram coletados por meio de aspiração, (figura 3.3).
A pesquisadora relata também que as análises das amostras líquidas, provenientes da
microdrenagem, mostraram que a concentração de sedimentos variou de 8,0 a 6.000 mg/L,
confirmando uma grande variabilidade dos valores.
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33
Figura 3-2 - Distribuições granulométricas resultantes dos ensaios de peneiramento e de
sedimentação realizados nas amostras coletados por meio de aspiração (In: DOTTO, 2006)
Figura 3-3 - Amostragem por aspiração (In: DOTTO, 2006)
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34
3.4
Polutograma
A poluição difusa de origem pluvial é um fenômeno aleatório, com origem no ciclo
hidrológico. Inicia-se com o arraste dos poluentes atmosféricos pela chuva e o escoamento
superficial direto responsável pelo transporte dos poluentes dispostos sobre a superfície da
área urbana até o lançamento final no corpo receptor. As concentrações de poluentes no
escoamento gerado variam ao longo do evento hidrológico, assim como variam as vazões. É
de se esperar que tais valores formem um “polutograma”, com a mesma forma genérica do
hidrograma correspondente, (PORTO, 1995). A figura 3.4 mostra a comparação entre o
polutograma e o hidrograma.
Reforçando a importância desses gráficos, USEPA (1992) afirmou que a variabilidade da taxa
de massa poluente transportada ao longo dos eventos chuvosos na rede de drenagem pode ser
demonstrada claramente por duas curvas: hidrograma Q(t) e polutograma C(t) conforme o
poluente considerado.
Figura 3-4 - Hidrograma e polutograma representativos de um evento de precipitação (In:
PORTO, 1995)
3.4.1
First-flush ou carga de lavagem
Segundo Baptista e al. (2005), um conceito importante relacionado às características da
poluição de origem pluvial é o de carga de lavagem (“first flush effect”, em inglês, e “effet de
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
35
premier flot”, em francês). A hipótese associada a este conceito é de que os escoamentos de
origem pluvial seriam muito mais poluídos no início do evento, (ver figura 3.4). Três
argumentos apóiam esta hipótese:
• as águas de precipitação produzem uma lavagem da atmosfera no início da precipitação,
transportando poluentes nela dispersos em forma particular;
• as primeiras águas de escoamento superficial mobilizam e transportam poluentes
acumulados à superfície da bacia hidrográfica durante o período seco que antecede as
precipitações;
• parte dos depósitos de sedimentos acumulados na rede de drenagem é colocada em
suspensão e transportada pelo escoamento.
De acordo com Urbonas e Stahre (1993), especula-se que o fenômeno chamado first flush
depende da intensidade e duração da chuva. Entretanto, alguns estudos norte-americanos não
identificaram claramente a ocorrência da carga de lavagem. E, em outros casos, a
concentração de poluentes parece não ter relação com a duração da precipitação. Os autores
relatam que devido aos resultados conflitantes, não é apropriado assumir que pelo fato de se
reter a carga de lavagem, a maioria dos poluentes também seriam retidos. E na falta de dados
locais que confirmem tal fenômeno, é mais seguro admitir-se que ele não ocorre.
A ocorrência ou não do fenômeno da carga de lavagem, para determinados poluentes, pode
estar relacionada, principalmente, com características de uso e ocupação do solo nas bacias e
também com perdas iniciais no escoamento superficial. Para este último, dependendo da
rugosidade e do estado de conservação do pavimento, as perdas iniciais são maiores e
possibilitam a retenção de uma parte dos poluentes junto com a parcela de água assim
acumulada. O volume total escoado e a altura da lâmina formada sobre as superfícies urbanas
poderão também contribuir para que as perdas sejam mais ou menos representativas. Segundo
estudos realizados pelo National Urban Runof Program (NURP), de uma maneira geral, caso
a carga de lavagem seja verificada, 80% da carga poluidora estará contida no volume inicial,
correspondente a 20% do volume total, (URBONAS e STAHRE, 1993; PORTO, 1995).
Valiron e Tabuchi (1992) apresentam outra razão para a ocorrência ou não do fenômeno carga
de lavagem. Segundo eles, a constatação do first flush só é verificável e exata quando a
medida é feita o mais próximo possível do escoamento e se a duração e a intensidade da
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36
chuva ultrapassam um certo limite. Entretanto, se a medida é feita longe do “fenômeno
isolado de escoamento”, não se encontrará sistematicamente o first flush, devido aos
depósitos e contaminações dentro da rede de drenagem e ao nível de manutenção das obras.
Tal fato pode explicar os resultados contraditórios encontrados em alguns estudos.
Para Tomaz (2006), deve-se observar também que o fenômeno da carga de lavagem é mais
encontrado em bacias pequenas do que em bacias maiores. Ele acrescenta que este fenômeno
é mais bem descrito em microbacias com áreas de até 100 hectares. Em grandes bacias, as
concentrações de poluentes não decrescem rapidamente à medida que o volume de
escoamento aumenta porque áreas distantes podem estar produzindo altos valores de
concentração nas suas descargas iniciais, que se misturam com os valores já decrescentes dos
locais próximos à seção de medição.
Visto todos os argumentos apresentados anteriormente, percebe-se como o tema first flush é
extremamente discutível e polêmico. Entretanto, tem-se outro ponto complicador a respeito da
carga de lavagem: a ocorrência do fenômeno somente para alguns parâmetros.
Nesse sentido, Budai e Buzás (2007) estudaram os escoamentos superficiais das estradas da
Hungria. Eles coletaram amostras em dois locais distintos. O primeiro, com um tráfico médio
de 40.620 veículos/dia e o segundo com 35.605 veículos/dia. Os parâmetros foram os
seguintes: condutividade, pH, sólidos suspensos totais (SST), DQO, hidrocarbonetos totais do
petróleo (HPT), hidrocarbonetos poliaromáticos (HPA) e seis metais (Cu, Zn, Pb, Ni, Cr, Al).
Todas as análises químicas foram executadas conforme o padrão húngaro, exceto os metais
que seguiram as normas da EPA. A verificação do first flush foi feita pela curva M(V), a qual
será discutida no próximo item.
Primeiramente, os autores afirmaram que a correlação entre o fenômeno carga de lavagem e o
tráfego local não foi estatisticamente consistente. Em seguida, eles ressaltaram que a
ocorrência da carga de lavagem foi identificada, nos primeiros 5 a 10 minutos da maioria dos
eventos, somente para os SST, DQO e metais, apesar que este último apresentou uma curva
bem menos característica. Para os demais poluentes, o efeito do first flush foi considerado
desprezível, notando-se assim, que para um mesmo evento, os diversos poluentes contidos no
escoamento superficial apresentam caracterísitcas diferentes em relação à variação de suas
concentrações ao longo do tempo. Entretanto, segundo pesquisa de Lee et al. (2002) apud Paz
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
37
(2004), os melhores parâmetros para evidenciar o first flush foram os SST, o ferro total e o
nitrogênio total.
Vieira (2008) realizou sua pesquisa em uma microbacia urbana de 130 ha, localizada em Belo
Horizonte, sua amostras foram coletadas diretamente no córrego. Os resultados do autor, por
meio das curvas M(V), sugeriram a ocorrência de carga de lavagem para os parâmetros de
qualidade DBO5, DQO, SS, Cu, Ni e Zn e as diluições dos parâmetros NTK, N-NH4+, P-total
nos eventos chuvosos.
De uma maneira geral, quando o assunto é a ocorrência ou não da carga lavagem, os
pesquisadores freqüentemente procuram relacioná-la a diferentes hipóteses a fim de definirem
as principais características, que influenciam no processo do fenômeno, como: intensidade e
duração da precipitação, período de tempo seco antecedente, características e magnitude do
poluente no período de tempo seco e durante o escoamento, características do sistema de
drenagem, área da bacia, tempo de concentração e declividade média. (DELETIC 1998, apud
PAZ 2004).
Em resumo, percebe-se que mesmo sendo um tema polêmico o first flush é bastante estudado
no meio acadêmico, e que a sua ocorrência está diretamente ligada às características da
precipitação, sobretudo, à intensidade inicial. Por fim, para a análise deste fenômeno, o SST
se mostrou o melhor indicador.
3.4.2
Curvas M(V)
Uma metodologia bastante difundida em todo o meio acadêmico, para a análise da variação da
taxa de massa poluente transportada ao longo dos escoamentos superficiais urbanos, é a curva
M(V), a qual consiste em plotar a fração acumulativa da massa total do poluente vs. a fração
acumulativa do volume total escoado. A curva M(V) possibilita também uma análise
adimensional capaz de confrontar eventos de diferentes características e localização.
(GNECCO et al, 2005).
A representação mencionada acima é feita a partir de N medições da vazão Qi e da
concentração C i a cada intervalo ∆t i , e considerando-se que tanto a vazão quanto a
concentração variam linearmente entre duas medições. A seguir, a equação 3.1 mostra como a
base para se construir uma curva M(V). (BERTRAND-KRAJEWSKI et al, 1998).
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38
 j
 ∑ Qi ∆t i
i =1
= f  iN=1
N

C i Qi ∆t i
 ∑ Qi ∆t i
∑
i =1
 i =1
j
∑ Ci Qi ∆t i


=



 j
 ∑ Vi
f  i =j1

 ∑ Vi
 i =1






(3.1)
onde: N é o número total de medições, j é o índice de 1 a N, e Vi é o volume descarregado
durante o intervalo de tempo ∆t i . Todo o detalhamento da construção da curva M(V) pode ser
visto na figura 3.5.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
39
Figura 3-5 - Etapas para construção da curva M(V) (BERTRAND-KRAJEWSKI et al, 1998)
Por meio de análises gráficas das curvas M(V), (figura 3.5), pode-se identificar a distribuição
dos poluentes ao longo do evento, deve-se observar apenas a posição das curvas em relação
ao bissetor. Se a curva confunde-se com o bissetor, assume-se que os poluentes são
distribuídos uniformemente durante o evento. Quando a curva permanece acima do bissetor,
40
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
há a ocorrência da carga de lavagem, e quando a curva permanece abaixo do bissetor, tem-se
a diluição dos poluentes, ou seja, não há a ocorrência de carga de lavagem. (DOTTO, 2006).
Visando estudar a ocorrência e a natureza da carga poluidora dos escoamentos urbanos
conectados à carga de lavagem, Gnecco et al (2005) utilizaram o método da curva M(V) para
o monitoramento de diversos parâmetros de qualidade da água: sólidos suspensos totais,
hidrocarbonetos totais, DQO e metais pesados (Zn, Pb, Cu, Ni, Cd, Cr). Os autores
verificaram a existência do fenômeno carga de lavagem somente para os sólidos e
hidrocarbonetos, enquanto que o comportamento dos metais não foi claro o suficiente. Eles
afirmam também que o fator de maior influência na ocorrência da carga de lavagem é a
intensidade da precipitação. A figura 3.6 apresenta a análise gráfica do hidrocarbonetos à
esquerda e do cobre à direita, evidenciando a presença do first flush para o primeiro
parâmetro, e a ausência para o segundo.
Figura 3-6 - Exemplo de aplicação da curva M(V), Fonte: GNECCO et al (2005).
Segundo Brites (2005), analisando o curso d’água da bacia do arroio Cancela, por meio da
metodologia empregada nas curvas M(V), verificou-se que, nos eventos monitorados, a
DBO 5 , os sólidos suspensos totais e os coliformes totais e fecais foram os parâmetros que
demonstraram maior relação com o fenômeno carga de lavagem. De acordo com o autor, a
bacia hidrográfica em questão está localizada na cidade de Santa Maria (18 mil habitantes),
Rio Grande do Sul, e possue área de drenagem de 4,95 km².
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41
Em suma, nota-se que dentro do meio acadêmcio, a curva M(V) é a metodologia mais
empregada para as análises de carga de lavagem, haja vista sua fácil aplicação, e sua
visualização rápida e clara do resultado.
3.5
Impactos do Escoamento Urbano ao Meio Ambiente
3.5.1
Generalidades
A poluição difusa de origem pluvial é um dos maiores problemas enfrentados no meio
ambiente urbano, causando impactos extensivos sobre a qualidade das águas superficiais e
subterrâneas. Ela é um fator extremamente impactante para diferentes usos da água nas
cidades, por exemplo: o sistema de abastecimento de água. O principal componente
hidrológico que transporta os poluentes é o escoamento superficial urbano, que resulta da
precipitação ou do degelo da neve (LEEDS et al., 1993).
A precipitação faz parte de um processo hidrológico natural, no entanto, as atividades
humanas, nomeadamente o desenvolvimento urbano e agrícola, provocam mudanças
significativas nos padrões das enxurradas que chegam até as águas receptoras. O escoamento
urbano pode ser ou é frequentemente uma fonte relevante de poluição das águas, causando
diminuição na pesca, natação, e outros atributos benéficos dos recursos hídricos (MENEZES
2004; USEPA 1993).
A magnitude do impacto causado pelo lançamento da drenagem urbana depende de fatores
como o estado do corpo d'água antes do lançamento, a sua capacidade assimilativa, o fluxo de
substâncias tóxicas aportadas, o uso do solo na bacia e o tipo e quantidade de poluente
arrastado. Os impactos podem ser divididos em seis grandes categorias: alterações estéticas;
depósitos de sedimentos; depleção da concentração de oxigênio dissolvido; contaminação por
organismos patogênicos; eutrofização; e danos devido à presença de tóxicos. (CAMPBELL et
al 2004; PORTO 1995).
A tabela 3.8 apresenta de maneira global os principais impactos físicos, químicos e biológicos
atribuídos ao desenvolvimento urbano, e a tabela 3.9 relaciona os principais poluentes do
escoamento superficial urbano às suas fontes e aos seus prejuízos causados.
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42
Tabela 3-8 – Categorias dos impactos atribuídos à construção e ao desenvolvimento de
atividades humanas ( CLAR et al, 2004)
Categoria
Tipo de impacto/métrico
Volume de
escoamento
Vazão de pico
Regime
Hidrológico
Prejuízo ou mudança ao uso benéfico
Inundação, recarga de aquífero,
balanço hidrológico, etc
Inundação, erosão do canal, perda de
habitat
Duração e frequência
Erosão do canal, perda de habitat
da vazão
Recarga de aquífero,
Lençol freático, poços artesianos,
nível de lençol freático
Físico
vazão de base, perda de habitat
e vazão de base
Erosão do canal, depósito de
Geometria do canal
sedimentos, perda de habitat
Geomorfológico
Transporte de
Degradação, capacidade do canal
sedimento
Inundação
Perda de propriedades
Térmico
Prejuízo no habitat
Aglutinação de locais,refúgio de peixes, Prejuízo ou perda da estrutura do
alteração do canal, depósito de habitat, resultando na redução ou
Habitat
sedimentos, velocidade e profundidade do perdas das condições biológicas e das
canal, condições das margens, área de comunidades
mata ciliar
Condições biológicas e comunidades
Taxa total
podem ser reduzidas ou eliminadas
Ephemeroptera, Plecoptera, taxa de
como resultado do prejuízo ou perda
Tricoptera (EPT)
Biológico
de estrutura do habitat causado por
% taxa
impactos físicos resultantes da
% EPT
construção e desenvolvimento de
atividades.
Degradação ou prejuízo da qualidade
da água que acarretam em muitas
conseqüências negativas: violações da
Sedimento, nutrientes, metais, herbicidas
Químico
água potável, aumento dos custos do
e pesticidas, degeladores, patogênicos,
(qualidad
tratamento da água, fechamento de
petróleo, hidrocarbonetos, MTBE, graxa,
e da água)
praias, redução da pesca, perda do uso
e outros tóxicos organo-carbonos
do desporto de barcos, redução dos
volumes de reservatórios e de lagos
devido ao volume do sedimento.
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43
Tabela 3-9 – Principais categorias dos poluentes de escoamento urbano, suas fontes e
impactos relacionados (MUTHUKRISHANAN et al 2004, LEEDS et al 1993)
Poluente
Principais fontes
Impactos relacionados
Nutrientes:
Escoamento urbano, falta de fossa Crescimento de algas, redução da
Nitrogênio,
séptica, florestas, lavouras, jardins, claridade, baixo nível de oxigênio
Fósforo
gramados,
pomares, rebanhos, dissolvido, prejuízo visual, impacto na
fertilizantes, perdas de solo em recreação, prejuízo no abastecimento de
construção
água
Sólidos: sedimento Construções, outros distúrbios e/ou Aumento da turbidez, redução da
(limpo e
terras não vegetadas, lixiviamento claridade, baixo nível de oxigênio
contaminado)
de estrada, escoamento urbano, dissolvido, depósito de sedimentos,
mineração, madeireiras e erosão da abafamento do habitat aquático incluindo
orla costeira
locais de desova; sedimento e
Toxicidade bentônica
Sustâncias
Material orgânico biodegradável tal Sufocação ou estresse de peixes adultos,
depreciadoras de
como: planta, peixe, restos de resultando na mortandade dos peixes;
oxigênio
animais, folhas, estrume, esgoto, redução na reprodução dos peixes por
sólidos de leite, desperdícios na sufocação/estresse de ovos sensíveis e
manufatura de alimentos, produtos larvas; morte de larvas aquáticas; aumento
químicos
da atividade bacteriana aeróbica resultando
em gases tóxicos ou em odores ruins
muitas vezes associados a corpos d'água
poluídos; liberação de partículas poluentes
vinculadas
Patogênicos:
Lixo doméstico e de natureza Riscos à saúde humana via água “potável”,
Bactéria, vírus,
animal, escoamento urbano, falta de contaminação de áreas de crescimento de
protozoários
fossa séptica, conexões ilegais de crustáceos e de praias, ingestão ou contatos
esgoto, aterro, geração natural
acidental.
Metais:
Processos industriais, mineração, Toxicidade da água e sedimento,
Chumbo, Cobre,
emissões de automóveis, fluído de bioacumulação em espécies aquáticas e em
Cádmio, Zinco,
freio, desgastes de freio e pneu, outras espécies através de sua ingestão.
Mercúrio, Cromo, telhas e calhas de metal, corrosão,
Alumínio
escoamento urbano, erosão de solo,
e outros
deposição
atmosférica,
solos
contaminados.
Hidrocarbonetos:
Processos industriais, desgaste e Toxicidade da água e sedimento,
Óleos e graxas,
emissões de automóveis, fluído de bioacumulação em espécies aquáticas e em
PAH, naftalenos,
freio,
vazamento
de
óleo, outras espécies através de sua ingestão,
pirenos
combustão.
redução de oxigênio dissolvido, impacto na
respiração de organismos aquáticos por
meio de fechamento das brânquias.
Orgânicos:
Pesticidas aplicados (herbicidas, Toxicidade dos sedimentos e do lençol
Pesticidas, PCBs, inseticidas,
fungicidas,
etc), freático, bioacumulação em espécies
químicos sintéticos processos
industriais,
jardins, aquáticas e em outras espécies através de
viveiros, pomares
sua ingestão
Ácidos inorgânicos Terras irrigadas, mineração, falta de Toxicidade do sedimento e do lençol
e sais(NaCl, HS 2 ) fossa séptica, poços, lixiviamento freático.
de estrada, precipitação ácida.
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44
Os impactos promovidos pela poluição difusa podem surtir efeitos tanto em curto prazo
quanto em longo prazo (vide figura 3.7). Baseado neste contexto, Valiron e Tabuchi (1992)
correlacionaram as conseqüências de curto prazo aos seguintes impactos:
•
A turbidez ocasionada pelos materiais em suspensão que provocam o assoreamento do
leito e a colmatação das zonas de desovas de peixes;
•
A matéria orgânica que consome o oxigênio dissolvido da água para se oxidar. Esta
consumação se acrescenta àquela provocada pela oxidação da amônia contida na água
e àqueles depósitos orgânicos colocados em suspensão pela corrente do curso d’água.
Finalmente, as taxas de oxigênio na água podem baixar perigosamente e ameaçar a
vida aquática;
•
Os elementos flutuantes, folhas, galhos, detritos levados pela chuva que causam um
impacto visual.
Segundo os autores, os efeitos de longo prazo são aqueles ocasionados pelos produtos
susceptíveis de se acumular na fauna e na flora, notadamente os metais pesados e os
micropoluentes orgânicos, realçando os hidrocarbonetos. Globalmente esses impactos
perturbam o ecossistema dentro de seus equilíbrios mais complexos e mais íntimos, o que se
traduzem em modificações da composição das populações animais e vegetais.
Figura 3-7 - Escala do tempo relativa aos impactos causados pelo escoamento superficial
urbano. (In: PORTO, 1995)
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45
3.5.2
Impactos em corpos hídricos
Segundo Boisson e Vallais (1998) as águas do escoamento superficial levam aos hidrosistemas, materiais minerais e orgânicos que podem acarretar fenômenos de eutrofização ou
efeitos tóxicos. Vinte anos de estudos sobre as águas de enxurrada permitiram caracterizar os
seus principais poluentes e os fatores relevantes que controlam as cargas poluidoras.
Entretanto, os estudos relativos aos impactos do escoamento urbano sobre os meios aquáticos
são pouco numerosos e os resultados relativamente heterogêneos.
Os pesquisadores realizaram um estudo sobre os efeitos do escoamento superficial sobre a
atividade metabólica (produção primária e respiração) de biofilmes em águas correntes. A
pesquisa feita em canal artificial evidenciou um ligeiro aumento da atividade metabólica na
presença de pequenos aportes de águas escoadas em vias urbanas, ou seja, ligeiras quedas do
nível de oxigênio após eventos chuvosos. Enfim, a amplitude desta resposta é função da taxa
de diluição do escoamento urbano no meio receptor e dos teores iniciais de elementos
fertilizantes e tóxicos.
A figura 3.8 mostra claramente a queda do teor de oxigênio dissolvido (OD) no meio receptor
após algumas precipitações. O eixo y é referente ao nível de OD, os triângulos correspondem
às chuvas e crue significa cheia.
Figura 3-8 - Impacto do escoamento urbano em um meio aquático (In: BOISSON e
VALLAIS, 1998).
BATTAGLIA et al (2004) reforçam a preocupação da queda de OD em corpos hídricos após
precipitações, e alertam para os impactos mais alarmantes em longo prazo para esse tipo de
meio receptor, o assoreamento dos cursos d’água e a bioacumulação dos metais pesados.
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46
Os escoamentos urbanos são objeto de diversos estudos que visam caracterizar as diferentes
famílias de compostos químicos que neles se encontram. Em virtude da presença de poluentes
tóxicos nas águas de enxurrada, os meios aquáticos receptores podem em certas circunstâncias
apresentar riscos ecotoxicológicos, (ANGERVILLE et al., 2007). Angerville et al. (2007),
apresentaram os primeiros resultados dos efeitos ecotoxicológicos devido às misturas dos três
principais metais pesados encontrados no escoamento urbano (Cd/Cu, Zn/Cu e Cd/Zn), todos
sob a forma de nitratos e avaliados segundo o teste de toxicidade aguda sobre a Daphnia
magna.
O teste de inibição da mobilidade da Daphnia magna foi escolhido porque as daphnies (micro
crustáceos que se alimentam de algas) são sensíveis aos poluentes metálicos (SANTIAGO et
al. 2002 apud ANGERVILLE et al 2007). O teste é o bioensaio mais difundido em
ecotoxicidade aquática e constitui uma análise simples, rápida e de baixo custo.
Os resultados de Angerville et al. (2007) apresentaram níveis de toxicidade aguda
relativamente importantes frente à Daphnia Magna. Eles revelaram também a existência de
interações moderadas entres os metais que, na maior parte dos casos, são sinérgicos frente ao
organismo testado. Por fim, pode-se concluir que o cobre é o metal mais tóxico, seguido pelo
cádmio e por último o zinco.
Visto todos esses problemas em corpos hídricos devido ao escoamento superficial urbano, a
comunidade européia tem se preocupado bastante com as águas de balneário, haja vista o
contato direto dessas com o ser humano. Desta forma, a união européia pretende lançar em
breve a “gestão ativa da qualidade sanitária das águas de balneários”, que poderá conduzir a
interdições temporárias de praias ao longo de episódios que apresentem risco de poluição com
curta duração. O parâmetro chave deste trabalho será a bactéria E.coli. (BLANCHET, F. et al,
2007).
O protocolo mencionado anteriormente corrobora a Diretiva Quadro da Água elaborada pelo
parlamento da União Européia, lançada em 23 de outubro de 2000. Várias ações foram
implementadas por meio dessa diretiva, dentre elas ressalta-se o estabelecimento de um plano
de ação comunitária no domínio da política da água, em que foi estabelecido um
enquadramento para proteção das águas superficiais continentais, das águas de transição, das
águas costeiras e das águas subterrâneas, com o objetivo de se alcançar um bom estado para
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47
os corpos d’água, no mais tardar, em 2015. Esse documento tornou-se o marco atual sobre o
tema: qualidade da água (SOBRAL et al. 2008)
3.5.3
Impactos no solo
Dispositivos que facilitam a infiltração do escoamento superficial urbano são usados em
muitas cidades para reduzir a vazão de pico, assim como para recarregar o aqüífero
subterrâneo. Entretanto, deve-se considerar o risco de contaminação do lençol freático, uma
vez que essas estruturas de infiltração não são usualmente projetadas para a retenção de
poluentes, tais como: metais pesados e hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPA).
(ARYAL et al, 2005).
Preocupados com essa possível contaminação do solo, Dierkes e Geiger (1998) analisaram a
presença ou não de metais pesados (Pb, Zn, Cu, Cd) e hidrocarbonetos nas áreas adjacentes a
cinco estradas alemãs. Eles verificaram também a influência do tráfego nos níveis destes
poluentes. A tabela 3.10 apresenta as concentrações dos elementos supracitados de acordo
com a profundidade e a distância para a margem da estrada.
Tabela 3-10 - Concentrações de metais pesados e HPA em solos adjacentes a estradas
com diferentes distâncias e profundidades (DIERKES e GEIGER, 1998)
Ano
Prof. Dist.
Pb
Zn
Cu
Cd
HPA
Estrada Trafego
Const.
Veic/dia
1
107.600
1981
2
93.700
1978
3
78.000
1986
4
79.900
1973
5
52.000
-
cm
0-5
5-10
10-30
0-5
0-5
0-5
0-5
0-5
5-10
10-30
0-5
5-10
10-30
0-5
5-10
10-30
0-5
5-10
10-30
m
0,5
0,5
0,5
0,3
2
5
10
2
2
2
0,75
0,75
0,75
2
2
2
0,75
0,75
0,75
mg/kg
239
202
34
213
220
141
65
81
69
67
276
130
54
290
348
27
71
53
18
mg/kg
413
78
31
121
95
42
27
174
141
114
759
303
112
1580
1630
138
187
120
69
mg/kg
3,9
3,5
2,7
3,4
3,0
2,0
1,8
25
20
11
268
69
24
167
155
23
40
42
24
mg/kg
6,7
11,3
5,3
16,6
9,4
9,4
2,1
2,0
1,9
1,1
4,3
2,6
2,5
5,6
8,5
3,1
2,2
2,5
-
mg/kg
150
110
57
190
74
62
36
5,3
7,0
5,0
<2,1
<2,1
<1,6
23,0
16,9
<1,6
2,5
<1,9
<1,7
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48
Segundo Dierkes e Geiger (1998), os solos adjacentes às estradas são altamente afetados pelo
tráfego de veículos. As maiores concentrações no solo foram encontradas para o chumbo e
zinco, sendo esse último, em média, o mais presente. Eles verificaram, por meio de
amostragem automática do escoamento e amostragem manual do solo, que as águas de
enxurrada conduziram a níveis significativos de poluentes nos solos. Entretanto, deve-se
considerar também que os períodos secos anteriores às precipitações influenciaram os valores
destas cargas. Por fim, para Dierkes e Geiger (1998), as capacidades de absorver poluentes
dos solos analisados permaneceram ainda elevadas, haja vista os elevados índices de matéria
orgânica e da quase neutralidade do pH em todos os locais amostrados.
Os autores afirmam também que a lixiviação dos metais é limitada. Entretanto, devido à
acumulação especial do cádmio, esse poderia ser transportado em maiores profundidades ao
longo do tempo e variando conforme o meio químico.
A descoberta dos metais em pontos mais distantes ou profundos não é esperada em um futuro
próximo, mas para impedir a contaminação do lençol freático a longo prazo, aconselha-se
remover o solo após um determinado período em que as capacidades de amortecimento dos
metais forem excedidas. A acumulação dos HPA ocorreu basicamente nos 10 centímetros
iniciais do solo devido à baixa biodegradação, mas eles são conhecidos por penetrarem bem
nos solos.
Barraud et al (2004) estudaram a poluição dos solos em bacias de infiltração das águas do
escoamento urbano. Nesse estudo, quatro bacias da região de Lyon (França) foram
selecionadas e amostradas. Ao total, 66 amostras de solo foram analisadas. Para cada amostra
os seguintes parâmetros foram verificados: pH, distribuição granulométrica, carbono orgânico
total, nitrogênio total, fósforo total, metais, hidrocarbonetos totais e HPA.
As quatro bacias tinham idade, tamanho e ocupação variados, a tabela 3.11 apresenta as
características de cada uma das bacias de infiltração.
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49
Tabela 3-11 - Características das bacias analisadas (BARRAUD et al, 2004)
Bacia
Homme
Centre Routier
Idade
Área
(anos)
(ha)
21
15
33,7
2,7
Uso do solo
Condutividade
hidráulica inicial (m/s)
Urbana mista
Pátio de
3 x10 −4
3 x10 −4
caminhões
Chene
Pivolles
12
10
74
50
Urbana mista
Urbana mista
10 −4
3 x10 −3
As análises das amostras de solo mostraram comportamento homogêneo em todas as bacias.
As concentrações de poluentes decrescem rapidamente com a profundidade, enquanto que o
pH, a mineralização e o tamanho dos grãos aumentam. Os poluentes chumbo, zinco, cádmio,
cobre e hidrocarbonetos se mostraram particularmente importantes. Os traços remanescentes
dos poluentes foram localizados em sua maioria até 30 a 40 cm de profundidade. A exceção
foi o zinco que é um metal muito móvel e muito solicitado nos pontos de entrada das bacias.
Os autores relatam que os poluentes frequentemente atingem profundidades maiores no solo,
mas mesmo depois de 21 anos de operação, a poluição não ultrapassou os 50 cm. Entretanto,
todas essas bacias se encontram no ambiente fluvioglacial. Portanto, deve-se ter bastante
precaução ao se fazer extrapolações.
A figura 3.9 mostra as variações da concentração do chumbo nas entradas e saídas das bacias,
juntamente com a concentração máxima aceita pela legislação francesa, exemplificando assim
a pesquisa realizada por Barraud et al (2004).
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50
Figura 3-9 - Perfis das concentrações de chumbo conforme o solo de cada bacia, (In:
BARRAUD et al, 2004).
Enfim, a grande maioria das pesquisas indicam que em curto a médio prazo a contaminação
dos solos por meio do favorecimento da infiltração do escoamento superficial não ultrapassa
os primeiros 10 cm de profundidade (RUPERD e LAVEAU 2001; BARRAUD et al 1998;
HUTTER et al 1998), haja vista, a constatação feita por Hutter et al (1998), a qual mostrou
que mesmo após 31 meses de funcionamento de uma bacia de infiltração, o grau de
contaminação do solo pelo zinco ultrapassou consideravelmente o limite ambiental alemão
somente nos primeiros 10 cm de profundidade, lembrando que o zinco é o metal de maior
mobilidade. A figura 3.10 ilustra essa verificação.
Figura 3-10 - Mobilização do zinco em solo abaixo de uma bacia de infiltração, (In: HUTTER
et al 1998).
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51
3.6
Infiltração da Água da Chuva no Solo
3.6.1
O processo de infiltração
Infiltração é a passagem de água da superfície para o interior do solo. Portanto, é um processo
que depende fundamentalmente da água disponível para infiltrar, da natureza do solo, do
estado da sua superfície e das quantidades de água e ar, inicialmente presentes no seu interior.
À medida que a água infiltra pela superfície, as camadas superiores do solo vão-se
umedecendo de cima para baixo, alterando gradativamente o perfil de umidade. Enquanto há
aporte de água, o perfil de umidade tende à saturação em toda a profundidade, sendo a
superfície, naturalmente, o primeiro nível a saturar. Normalmente, a infiltração decorrente de
precipitações naturais não é capaz de saturar todo o solo, restringindo-se a saturar, quando
consegue, apenas as camadas próximas à superfície, conformando um perfil típico onde o teor
de umidade decresce com a profundidade. Ao final do aporte de água, o perfil de umidade se
inverte. Sendo que, parte desta umidade não drena para as camadas mais profundas do solo,
uma vez que parte dela é transferida para a atmosfera por evapotranspiração (SILVEIRA et al,
2007).
Nesse sentido, o ciclo hidrológico é de fundamental importância para o processo, pois
descreve a seqüência da transferência de água proveniente da precipitação para as água
superficiais e subterrâneas, para o armazenamento e escoamento superficial (runoff) e para o
eventual retorno à atmosfera pela evapotranspiração. Parte da água da chuva cai diretamente
no solo, outra parte é interceptada pela cobertura vegetal, ou chega até o solo através do
gotejamento das folhas e pelo fluxo do tronco (stemflow). Essa água que chega ao solo,
diretamente pelo impacto das gotas ou indiretamente após ser interceptada pela cobertura
vegetal, é que vai infiltrar no solo. A água pode tomar vários caminhos: primeiro causa o
splash, depois se infiltra, aumentando o teor de umidade, podendo saturar o solo, e, finalmente
pode se armazenar nas irregularidades do solo, formando as poças que eventualmente poderão
o início ao escoamento superficial (GUERRA, 2005).
Nota-se, portanto, que o conhecimento sobre a infiltração da água da chuva no solo é
essencial para o bom entendimento de técnicas compensatórias que se valem do uso da
infiltração, bem como de contaminação do solo por meio de águas poluídas.
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52
3.6.2
Capacidade de infiltração
O conceito de capacidade de infiltração é aplicado no estudo da infiltração para diferenciar o
potencial que o solo tem de absorver água pela sua superfície, em termos de lâmina por
tempo, da taxa real da infiltração que acontece quando há disponibilidade de água para
penetrar no solo (SILVEIRA et al, 2007).
Segundo Hillel (1980) a taxa de infiltração e suas variações com o tempo é dependente da
umidade e sucção, bem como textura, estrutura e uniformidade do perfil. Geralmente, a esta
taxa é máxima nos primeiros estágios da infiltração, devido à condição não-saturada do solo,
mas tende a decrescer e aproximar da velocidade constante, no qual freqüentemente termina
na capacidade final de infiltração, onde se adota como estado uniforme de infiltrabilidade. A
figura 3.11 apresenta a variação da taxa de infiltração ao longo do tempo.
O autor afirma também que o decréscimo da taxa de infiltração em alguns casos pode resultar
em deterioração gradual da estrutura do solo e conseqüentemente no selamento parcial do
perfil de formação.
Por fim, o decréscimo da taxa de infiltração resulta em um inevitável decréscimo do gradiente
da matriz de sucção, o qual ocorre como produto da infiltração.
Figura 3-11 - Variação da taxa de infiltração de uma chuva no solo ao longo do tempo,
Fonte: HILLEL, 1980.
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53
3.6.3
Perfil de umidade do solo durante a infiltração
Segundo Rawls et al. (1993), a distribuição da água em um perfil de solo uniforme, submetido
a uma pequena carga hidráulica na superfície (H0), pode ser representada esquematicamente
pela Figura 3.12. No perfil de umedecimento do solo distinguem-se quatro zonas: a de
saturação, a de transição, a de transmissão e a de umedecimento.
•
A zona de saturação localiza-se imediatamente abaixo da superfície do solo e é
normalmente uma camada estreita com espessura de aproximadamente 1,5 cm, em que
o solo encontra-se saturado.
•
A zona de transição é uma camada caracterizada pelo decréscimo acentuado da
umidade, com espessura em torno de 5 cm.
•
A zona de transmissão é a região do perfil através da qual a água é transmitida.
Enquanto todas as outras zonas permanecem com espessura praticamente constante,
esta zona aumenta continuamente com a aplicação de água. Esta camada é também
caracterizada por uma pequena variação da umidade em relação ao espaço e ao tempo.
•
A zona de umedecimento é uma região caracterizada por uma camada normalmente
estreita, mas com grande redução na umidade com o aumento da profundidade.
A frente de umedecimento é o limite visível da movimentação de água no solo, na qual existe
elevado gradiente hidráulico devido à variação abrupta da umidade, sendo este mais
acentuado em solos inicialmente muito secos.
Figura 3-12 - Perfil de umidecimento do solo durante a infiltração (θi é a umidade inicial do
solo e θs, a umidade do solo correspondente à saturação), Fonte: BRANDÃO, 2002.
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54
3.6.4
Fatores que intervêm na infiltração
A infiltração é um processo que depende, em maior ou menor grau, de diversos fatores, dentre
os quais destacam-se os descritos nos itens a seguir:
i) Características do solo
A textura e a estrutura influenciam o escoamento da água no solo, uma vez que determinam
os macroporos presentes no perfil do solo, determinando a condutividade hidráulica do meio.
Solos de textura grossa, ou seja, solos arenosos possuem maior quantidade de macroporos do
que solos de textura fina (argilosos) e, conseqüentemente, apresentam maiores condutividade
hidráulica e taxa de infiltração. Por outro lado, solos argilosos bem estruturados, ou com
estrutura estável, podem apresentar maiores taxas de infiltração do que os solos com estrutura
instável, que sofrem dispersão quando umedecidos ou submetidos a algum agente
desagregador. A estabilidade dos agregados é determinada pelos chamados agentes
cimentantes, que são representados principalmente pela matéria orgânica e pelos óxidos de Fe
e Al. Desta forma, à medida que aumenta a presença destes compostos no solo, maior é a
possibilidade deste apresentar uma estrutura mais estável (SILVA e KATO, 1997).
Rawls et al. (1993) apresentam valores indicativos da taxa de infiltração para solos de
diferentes classes texturais sob condições de cultivo e pastagem (Tabela 3.12).
Tabela 3-12 - Taxas de infiltração estável para solos de diferentes classes texturais.
(RAWLS et al. 1993)
Textura de solo
Areia franca
Franco arenoso
Franco
Franco siltoso
Franco argiloso
Franco argilo siltoso
Argila
Taxa de infiltração estável (mmh-1)
Cultivo
Pastagem
38,1 – 94,0
38,1 – 111,8
17,8 – 30,5
30,5 – 38,1
10,2 – 27,9
25,4 – 63,5
5,1 – 48,3
10,2 – 91,4
1,2 – 25,4
15,2 – 25,4
7,6 – 33,0
7,6 – 33,0
5,1
27,9
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55
ii) Tipo de cobertura do solo
A manutenção da cobertura vegetal aumenta a macroporosidade da camada superficial e
protege os agregados do impacto direto das gotas da chuva sendo, desta forma, capaz de
manter altas taxas de infiltração e diminuir consideravelmente as perdas de água e solo.
Oliveira (2000) avaliou a taxa de infiltração da água em um solo com diferentes tipos de
cobertura utilizando um simulador de chuva com intensidade de aplicação de 70 mm/h.
(tabela 3.13).
Ao se analisar os resultados, fica evidente que os maiores valores foram observados para as
condições com cobertura vegetal, ressaltando-se as parcelas com mucuna e vegetação
espontânea. O autor atribuiu esse comportamento às características do sistema radicular da
mucuna e da vegetação espontânea. Durante o crescimento das raízes, criaram-se canais que
favoreceram o movimento da água no perfil. Ele ressalta também que o número de plantas
nas unidades experimentais com vegetação espontânea era apreciavelmente superior ao
daquelas com mucuna. Em conseqüência, pode ter existido uma maior quantidade de canais
biológicos, responsáveis pela maior taxa de infiltração neste tratamento.
Tabela 3-13 - Taxa de infiltração estável em função do tipo de cobertura do solo (adaptado
de OLIVEIRA, 2000)
Cobertura
Sem cobertura
Vegetação espontânea
Mucuna
Milho
Taxa de infiltração estável (mmh-1)
27,5
47,6
45,7
32,5
iii) Presença de encrostamento superficial
O encrostamento superficial, causado pelo impacto direto das gotas da chuva (splash), é de
ocorrência comum, sendo um fenômeno de selamento parcial do perfil da formação. A
superfície do solo apresenta-se compactada e, embora a espessura da camada de
encrostamento superficial possa ser pequena, seu efeito influencia as condições de infiltração
em virtude da alteração das propriedades físicas do meio poroso.
Segundo Portilho (2003) a seqüência de eventos envolvidos no processo de formação do
encrostamento superficial pode ser resumidamente descrita da seguinte forma: quebra dos
agregados de solo pelo impacto das gotas de chuva; movimento das partículas finas e
dispersas ao longo de poucos centímetros abaixo da superfície e sua deposição nos poros do
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56
solo; compactação da camada superficial do solo pelo impacto das gotas d’água, produzindo
uma camada delgada de solo expressivamente adensada; e deposição do material fino em
suspensão, com a conseqüente orientação das partículas de argila.
A ocorrência de encrostamento no solo não depende somente das características da superfície
do solo, como textura, estrutura e presença de cobertura vegetal, mas também das
características da chuva. Dentre estas, as mais utilizadas para caracterizar o encrostamento são
a intensidade da chuva, o diâmetro médio e a velocidade final da gota. No entanto, a energia
cinética das gotas tem-se tornado, nos últimos anos, a propriedade mais comumente associada
com a formação do encrostamento superficial. Experimentalmente, verifica-se que o acúmulo
da energia cinética resulta em uma redução progressiva da condutividade hidráulica do solo
(SILVA e KATO, 1998).
iv) Características da água
A condutividade hidráulica, fator primordial para se saber a capacidade de infiltração de um
solo, depende das propriedades do material poroso e do fluido. Experimentalmente verifica-se
que, para um material poroso rígido, a condutividade hidráulica (K) pode ser obtida pela
equação 3.2.
K =k
ρg
µ
(3.2)
onde: k é a permeabilidade intrínseca do solo (depende somente do meio poroso); ρ é a
massa específica da água; µ é a viscosidade dinâmica da água e g é a aceleração da
gravidade.
O último parâmetro da equação 3.2, que aglomera a viscosidade dinâmica da água, a
aceleração da gravidade e a massa específica da água, pode ser chamado também de fator de
fluidez. E segundo Reichardt (1996), ele é afetado pela temperatura, pressão e concentração
de sais solúveis. Portanto, à medida que a temperatura da água aumenta, a viscosidade da
água diminui, aumentando conseqüentemente, a condutividade hidráulica do solo.
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57
3.7
Princípios de Sedimentação
A sedimentação é um processo físico de separação de partículas sólidas com densidade
superior à do líquido circundante. Dentro de uma bacia de detenção, onde a velocidade
horizontal da água é baixa, a influência da gravidade provoca a tendência das partículas se
dirigirem para o fundo da estrutura. Como conseqüência, o líquido sobrenadante torna-se
clarificado, enquanto as partículas no fundo formam uma camada de lodo, e são removidas
conjuntamente com ele.
Os estudos de caracterização dos escoamentos superficiais urbanos evidenciam que os
poluentes
relacionados
(DQO,
DBO 5 ,
hidrocarbonetos,
metais
pesado,
etc)
são
principalmente fixados sobre os materiais em suspensão (HUMBEL et al, 2004). Ressalta-se
assim, a importância de se compreender o processo de sedimentação em bacias ou valas de
detenção.
3.7.1
Tipos de sedimentação
Segundo Von Sperling (1996) existem basicamente quatro tipos distintos de sedimentação
para o tratamento de águas residuárias. A tabela 3.14 apresenta a descrição e exemplos de
aplicação destes quatro gêneros.
O autor ressalta que é provável que durante uma operação de sedimentação mais de um tipo
ocorra em um dado tempo, sendo mesmo possível que os quatro ocorram simultaneamente.
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58
Tabela 3-14 – Tipos de sedimentação observados no tratamento de águas residuárias (In:
VON SPERLING, 1996)
Tipo
Discreta
Floculenta
Descrição
Exemplo de aplicação
As partículas sedimentam-se, mantendo a sua
identidade, ou seja, não se aglutinam. Desta
forma, são conservadas as suas propriedades
físicas, tais como forma, tamanho e densidade.
As partículas aglomeram-se à medida que
sedimentam. As características são alteradas,
com o aumento do tamanho (formação de
flocos) e, em decorrência, da velocidade de
sedimentação.
Caixa de areia, valas de
detenção.
Decantadores primários.
Parte
superior
dos
decantadores
secundários.
Flocos
químicos no tratamento
físico-químico.
Zonal
Quando se tem uma elevada concentração de Decantadores
sólidos, forma-se um manto que sedimenta secundários
como uma massa única de partículas (as
partículas tendem a permanecer numa posição
fixa com relação às partículas vizinhas).
Observa-se uma nítida interface de separação
entre a fase sólida e a fase líquida, e o nível da
interface se move para baixo como resultado
da sedimentação da manta de lodo. Neste
caso, é a velocidade de sedimentação da
interface que é utilizada no dimensionamento
dos decantadores.
Compressão Caso a concentração de sólidos seja ainda Fundo de decantadores
mais elevada, a sedimentação pode ocorrer secundários.
apenas por compressão da estrutura das Adensadores por
partículas. A compressão ocorre devido ao gravidade
peso
das
partículas,
constantemente
adicionadas como resultado da sedimentação
das
partículas
situadas
no
líquido
sobrenadante. Com a compressão, parte da
água é removida da matriz do floco, reduzindo
o seu volume.
3.7.2
Leis físicas que regem a sedimentação
O comportamento da sedimentação das partículas discretas dentro de uma vala de detenção
podem ser explicadas pelas leis clássicas de Newton e Stokes.
De acordo com Urbonas e Stahre (1992), para partículas esféricas sedimentando através de
um líquido, Newton sugere a equação 3.3, para definir a velocidade limite de queda.
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59
vs =
4dg (rp − rv )
3C D rv
(3.3)
onde: vs = velocidade de queda da partícula (m/s); d = diâmetro da partícula (m); rp =
densidade da partícula (kg/m³); rv = densidade do fluído (kg/m³), g = aceleração da gravidade
(m/s²) e C D = coeficiente de arraste da partícula.
O coeficiente de arraste dependerá se o fluxo em torno da partícula é laminar ou turbulento,
fato esse, associado ao número de Reynolds de Arraste (equação 3.4). Caso esse número seja
menor que 0.3, C D pode ser definido pela equação 3.5.
Re =
v r drv
(3.4)
µ
Onde: µ = viscosidade cinemática do fluído (m²/s)
CD =
24
Re
(3.5)
Substituindo a equação 3.4 na equação 3.5 e combinando com a fórmula de Newton para
velocidade de queda da partícula esférica (equação 3.3), obtem-se a lei de Stoke, (equação
3.6).
vs = d 2 g
(rp − rv )
18µ
(3.6)
Os autores ressaltam a proporcionalidade entre a velocidade de queda da partícula e o
quadrado do diâmetro da partícula, pois este fato é bem relevante para uma remoção mais
rápida dos sólidos suspensos. Uma vez que, triplicado o diâmetro da partícula, a sua
velocidade de sedimentação aumenta nove vezes.
3.7.3
Conceito do tanque de sedimentação de fluxo horizontal ideal
De acordo com os tipos de sedimentação existentes, nota-se que dentro de uma vala de
detenção haverá a sedimentação discreta, comportamento esse verificado também em um
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60
tanque de sedimentação de fluxo horizontal. Dessa forma, mostra-se muito relevante para
pesquisas com valas compreender o funcionamento deste tanque.
Segundo Von Sperling (1996), a primeira premissa considerada para a análise da
sedimentação discreta em um tanque de fluxo horizontal é considerar que a velocidade de
escoamento horizontal seja constante. A figura 3.13 ilustra as zonas representativas deste
tanque ideal.
Figura 3-13 - Representação esquemática das zonas de um tanque de sedimentação
horizontal (adaptado de VON SPERLING, 1996)
As outras hipóteses assumidas pelo autor para a análise teórica da sedimentação são as
seguintes:
•
Na zona de entrada as partículas estão uniformemente distribuídas
•
As partículas que tocam a zona de lodo são consideradas removidas
•
As partículas que atingem a zona de saída não são removidas por sedimentação
As considerações teóricas são relativas à zona de sedimentação, haja vista que é nesta zona
que ocorre de fato todo o processo. A figura 3.14 apresenta as principais dimensões que
devem ser consideradas neste caso.
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61
Figura 3-14 - Dimensões da zona de sedimentação (adaptado de VON SPERLING, 1996)
( H = altura, B = l arg ura, L = comprimento, A = área _ sup erficial _ do _ fundo)
O tanque de sedimentação ideal, com velocidade horizontal constante, apresenta uma
sedimentação discreta idêntica à que ocorreria numa coluna de sedimentação (VON
SPERLING, 1996). A figura 3.15 mostra esta semelhança.
Figura 3-15 - Sedimentação discreta de uma partícula em uma coluna de sedimentação e
em um tanque horizontal. (In: VON SPERLING, 1996).
A partir da segunda lei de Newton, pode-se afirmar que o tempo (t) gasto pela partícula para
atingir o fundo da coluna de sedimentação é dado pela equação 3.7. E o tempo gasto no
tanque ideal é fornecido pela equação 3.8.
t=
H
vs
(3.7)
t=
V H .A
=
Q
Q
(3.8)
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62
onde v s é a velocidade de queda da partícula (m/s), H é altura de queda (m), A é a área
superficial no fundo do tanque (m²), Q é a vazão de entrada (m³/s) e t o tempo gasto (s).
Combinando-se as duas equações anteriores, tem-se a equação 3.9.
vs =
Q
A
(3.9)
Analisando a equação 3.9, nota-se a sua importância em termos de dimensionamento dos
tanques de sedimentação. Portanto, conhecendo-se a vazão a ser tratada e objetivando-se
remover partículas com velocidades inferiores a v s , obtém-se a área superficial necessária.
Em suma, a equação anterior mostra que para a remoção de partículas discretas os parâmetros
fundamentais são a área superficial (A) e a vazão (Q).
3.8
Remoção de Poluentes por meio de técnicas compensatórias
A intensa preocupação dos ambientalistas com a redução da poluição ligada ao escoamento
urbano influenciou a prática de dispositivos alternativos de tratamento das águas de
enxurrada. Diversas técnicas compensatórias estão hoje disponíveis para combater a poluição
difusa de origem viária. Considerando a natureza majoritariamente particular desta poluição, a
sedimentação e a infiltração constituem-se como os procedimentos mais utilizados para
redução dos impactos ambientais (DALIGAULT et al., 1998).
Segundo Baptista et al. (2005), técnicas compensatórias são tecnologias que buscam
neutralizar os efeitos da urbanização sobre os processos hidrológicos, com benefícios para a
qualidade de vida e a preservação ambiental. Os autores destacam que essas técnicas se
apresentam como alternativas em relação às soluções clássicas de drenagem urbana porque
consideram os impactos da urbanização de forma global, tornando a bacia hidrográfica como
base de estudo, buscando compensar, sistematicamente os prejuízos causados pela
urbanização. Tal compensação é efetuada pelo controle da produção de excedentes de água
decorrentes da impermeabilização e evitando-se sua transferência rápida para jusante.
Reforçando a idéia de Daligaut et al. (1998), Gromaire-Mertz et al. (1998) afirmam que
sistemas tradicionais de drenagem parecem ser insuficientes e demasiadamente caros para
gerenciar os escoamentos gerados pelas chuvas, tornando-se necessário intervir em todos os
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63
níveis do ciclo urbano da água, de modo a reduzir o volume do escoamento superficial e sua
poluição. Portanto, o desenvolvimento de tecnologias alternativas surge como meio de
controlar a poluição difusa.
Nesse sentido, o monitoramento da qualidade das águas escoadas nos centros urbanos e
daquelas evacuadas por sistemas de detenção e infiltração tem papel fundamental para o
estudo da eficiência da remoção de poluentes por meio destas técnicas (MILANO et al. 2004).
3.8.1
Remoção por meio de sistemas de detenção
Sabendo-se que os sólidos suspensos totais (SST) são de longe o maior poluente encontrado
no escoamento superficial urbano, Li e Pyatt (2004) analisaram a eficiência de uma bacia de
detenção de grande porte, tendo em conta o período de detenção de projeto, vinte e quatro
horas.
Os resultados mostraram que um dispositivo deste porte apresenta uma eficiência média
muito alta, em torno de 90%. Eles atribuem esta boa performance à floculação dos sedimentos
finos. Entretanto, deve-se ressaltar a verificação de altas concentrações de sólidos no efluente
da bacia de detenção em alguns eventos, fato esse, que pode acarretar em danos ecológicos.
Os autores encontraram também uma razoável proporcionalidade entre a precipitação total e a
concentração média por evento (CME) de SST. A tabela 3.15 apresenta os resultados
encontrados nesta pesquisa.
Tabela 3-15 – Eficiência na remoção de SST em uma bacia de detenção de grande porte
(adaptado de LI e PYATT, 2004)
Evento
14/09/02
20/09/02
27/09/02
02/10/02
19/10/02
02/05/03
05/05/03
11/05/03
20/05/03
Precipitação total
(mm)
29,6
20,6
18,0
9,80
13,0
6,80
9,00
14,2
10,8
CME entrada
(mg/l)
2761,8
8484,9
2591,1
2797,2
657,89
279,81
753,68
1613,98
863,84
CME saída
(mg/l)
276,61
26,51
74,88
7,240
28,51
37,52
35,18
223,54
100,41
Remoção (%)
90
100*
97
100*
96
87
95
86
88
*valor aproximado
USEPA (2008) efetuou uma análise mais ampla na eficiência de remoção de diversos
poluentes (Metais, SST, Fósforo Total e Nitrogênio Total) por meio de uma bacia de
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64
detenção. Os padrões de projeto deste dispositivo seguiram as recomendações da Sociedade
Americana de Engenheiros Civis. A tabela 3.16 mostra todos os resultados desta avaliação de
dados obtidos entre os anos de 1999 e 2008.
Os autores ressaltam que poluentes com concentrações em níveis muito baixos são
extremamente complicados de serem removidos por meio de detenção, sejam eles quais
forem.
Tabela 3-16 – Avaliação da eficiência média de uma bacia de detenção (adaptado de
USEPA 2008)
Concentração média do evento
Poluente
entrada
saída
Remoção
SST (mg/l)
72,65
31,04
57%
Cádmio( µ g/l)
0,71
0,47
34%
Cobre ( µ g/l)
20,14
12,10
40%
Cromo ( µ g/l)
7,36
3,18
57%
Chumbo ( µ g/l)
25,01
15,77
37%
Zinco ( µ g/l)
111,56
60,20
46%
Fósforo total (mg/l)
0,19
0,19
0%
Nitrogênio total (mg/l)
1,64
1,43
13%
HPA ( µ g/l)*
50%
*Crabtree et al. (2004)
Crabtree et al. (2005) estudaram a eficiência de remoção dos tanques de sedimentação,
estrutura muito semelhante à vala de detenção utilizada na presente pesquisa. Segundo os
pesquisadores, tal dispositivo apresentou uma redução dos níveis de metais de 13% a 64%, e
para os sólidos suspensos totais (SST) uma redução de 43%. No caso dos SST, deve-se
ressaltar que a possibilidade da ressuspensão de sedimentos depositados anteriormente em um
dispositivo de detenção pode acarretar em aumento da carga de sedimento à saída dessa
estrutura, ou seja, uma diminuição na eficiência da remoção de SST por meio de uma vala de
detenção, por exemplo.
Enfim, os sistemas de detenção apresentam uma remoção média dos poluentes encontrados no
escoamento urbano, em torno de 40% a 60%. Ressalta-se, entretanto, que a taxa de aplicação
hidráulica é fator preponderante para a variação dos valores de remoção destes dispositivos.
3.8.2
Remoção por meio de sistemas de infiltração
Segundo Pratt et al. (1995), a utilização de sistemas de infiltração em áreas urbanas existe há
várias décadas em diversas parte do mundo. A introdução desta prática foi realizada para
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
65
forçar a infiltração dos escoamentos superficiais, tendo como principal objetivo a redução da
vazão de pico das enxurradas. Entretanto, os autores destacam também a boa eficiência desses
sistemas no que tange à remoção de poluentes.
Para Urbonas e Stahre (1993) e Sansalone e Buchberger (1995) os principais dispositivos de
infiltração em meios urbanos são os pavimentos permeáveis e as trincheiras de infiltração, em
razão do baixo custo e da facilidade de implantação. A durabilidade destas técnicas pode
chegar até 15 ou 20 anos. (PRATT et al., 1995).
Em termos de potencial de remoção de poluentes, os pavimentos permeáveis e as trincheiras
de infiltração se equivalem. A tabela 3.17 apresenta a eficiência na remoção dos principais
poluentes presentes no escoamento urbano por meio dessas duas técnicas.
Tabela 3-17 – Eficiência na remoção de poluentes por meio de pavimento poroso e
trincheira de infiltração.
Remoção de poluentes
Dispositivo DQO***
SST*
Ptotal** NTK** Metais* DBO** Bacteria** HPA*
Pavimento
n/c
90–100%
65%
75-85% 20–100%
80%
n/c
n/c
poroso
Trincheira de 85-100% 70-100%
0-75%
0-70%
70–100%
0-90%
75-98%
80-100%
infiltração
* Sansalone e Buchberger (1995)
** Urbonas e Stahre (1993)
*** Kim et al. (2007)
n/c = valor não conhecido
Balades et al. (1998) analisaram a retenção dos poluentes de uma trincheira de infiltração, que
está inserida em uma área de drenagem de 6.767 m² ao sul da França (Bordeaux) e cuja a
permeabilidade do solo corresponde a 10 −6 m/s. Eles estudaram diversos metais (Pb, Cu, Cd,
Cr, Ni, Zn, Fe, Mn) e hidrocarbonetos totais (HC). Os pesquisadores destacam o poder de
retenção de poluentes (tabela 3.18) e de durabilidade do geotêxtil, o qual após oito anos de
uso sem manutenção alguma, se encontra colmatado unicamente na proximidade imediata da
via.
Os resultados desta pesquisa mostraram que o contaminante mais influente é notadamente o
chumbo, seguido em uma menor proporção pelo cromo, zinco e níquel, metais esses,
provenientes dos desgastes de freios e do pavimento. Lembrando que tais poluentes são
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66
fixados sobretudo às partículas de finos. A tabela 3.18 mostra os resultados das amostras
compostas realizadas à entrada e à saída da trincheira.
Tabela 3-18 – Retenção de metais e hidrocarbonetos por meio de trincheira de infiltração
(adaptado de BALADES et al. 1998, CERTU 1998)
Ponto
Entrada
Concentrações de metais (mg/kg)
Cr
Ni
Zn
Fe
Pb
Cu
Cd
420
63
0,78
37
17
232
Saída da
34,8
5
0,03
26
9,2
trincheira
Remoção
92%
92%
96%
30%
46%
da
Mn
HC
12,2
178
284
18
4,5
21
<0,7
92%
63%
88%
100%
trincheira
De acordo com Kim et al. (2007), a remoção de sólidos suspensos totais (SST) e de chumbo
(Pb) através de uma trincheira é bastante influenciada pela precipitação total, haja vista que
os autores encontraram remoções de 98% (SST) e 99% (Pb) para precipitações abaixo de
12mm e de 40% (SST) e 58% (Pb) para precipitações em torno de 48,5mm. Ressalta-se que o
estudo realizado pelos autores foi em uma pequena área de drenagem, aproximadamente 0,5
ha, correspondente à uma estrada local
Por fim, sabe-se que as trincheiras de infiltração removem até 90% de sedimentos, metais,
coliformes e matéria orgânica, e até 60% de fósforo e nitrogênio presentes no escoamento
urbano, (SCHUELER, 1987 apud KIM et al. 2007).
3.8.3
Remoção por meio da combinação do processo de sedimentação seguido por
infiltração
Van Dijk e Jacobs (1998) perceberam a necessidade de se melhorar os sistemas de drenagem
separadores em Amsterdam, haja vista o alto grau de contaminação do escoamento urbano de
origem pluvial. Uma alternativa consistia em tratar a água pluvial localmente. Portanto, eles
testaram a eficácia de uma bacia de sedimentação combinada com um colchão filtrante, para o
tratamento das águas escoadas em uma área de drenagem urbana de 2,37 ha.
Os resultados mostraram que a bacia de sedimentação pode ser muito eficiente como
alternativa para melhorar os sistemas de drenagem separadores, uma vez que, a redução de
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67
sólidos suspensos totais, metais pesados, HPA e nutrientes foi considerável. O acréscimo do
colchão filtrante serviu como um refinamento do tratamento, para as reduções de nutrientes,
metais pesados e HPA, devido o processo de desnitrificação ligado ao colchão.
A tabela 3.19 apresenta as remoções dos poluentes supracitados por meio da combinação dos
sistemas de sedimentação e filtração. Ressalta-se a melhor eficiência da bacia de
sedimentação neste caso, exceto para o fósforo total.
Tabela 3-19 – Remoção de poluentes por meio da combinação de uma bacia de
sedimentação e um colchão drenante (In: VAN DIJK e JACOBS, 1998)
Poluentes
Sólidos suspensos
Nitrogênio total
Fósforo total
Cobre
Chumbo
Zinco
PAH
Bacia de
Remoções
Colchão filtrante
Sistema total
sedimentação
76%
64%
27%
81%
87%
83%
85%
45%
51%
43%
82%
69%
0%
40%
87%
82%
58%
97%
96%
83%
91%
Os colchões filtrantes, utilizados para o tratamento das águas servidas, tornam-se atualmente
uma alternativa interessante para o tratamento e a retenção das águas pluviais. Com base neste
contexto, Giroud et al. (2007) estudaram a eficiência da combinação de um decantador
seguido de um colchão filtrante, para a remoção de sólidos, DQO, zinco, chumbo, cádmio e
hidrocarbonetos totais..
O sistema apresentado anteriormente trata as águas escoadas por uma bacia hidrográfica de
2,8 ha, dos quais 2,0 ha correspondem às vias urbanas. Segundo os autores, o tráfego médio
desta área é de 18.000 veículos/dia.
Os resultados evidenciaram a eficácia do sistema decantador mais filtro para o tratamento das
águas pluviais. Apesar da grande variação das concentrações, ligadas à natureza dos
escoamentos superficiais, e das incertezas, ligadas ao modo de amostragem, os abatimentos da
poluição sempre foram significativos, com rendimentos médios bem satisfatórios, iguais ou
superiores àqueles observados para outras técnicas (filtros de areia, wetlands artificiais, etc.).
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68
A tabela 3.20 mostra as concentrações médias na entrada e na saída do sistema e o abatimento
percentual da carga poluidora.
Tabela 3-20 – Análises das cargas de entrada e saída do sistema decantador seguido por
um filtro e o abatimento da poluição. (adaptado de GIROUD et al. 2007)
Parâmetros
SST
DQO
(mg/l) (mg/l)
Entrada
431
149
Saída
18
42
Abatimento 95%
69%
HC
Zn
(mg/l) ( µ / l )
5,0
258
0,8
51
82%
78%
Pb
Cd
(µ /l )
22,8
4,1
81%
(µ /l )
2,3
1,1
25%
Giroud et al. 2007 destacam que o papel de retenção do filtro, combinado com o uso de bacias
de retenção a jusante, permitiu reduzir consideravelmente os riscos de inundação local.
Em resumo, os autores afirmam que o tratamento por colchões filtrantes, combinados com
uma decantação a montante, aparentam ser um sistema eficaz e particularmente bem adaptado
aos escoamentos superficiais de origem viária e com uma carga poluidora variável.
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69
4 MATERIAL E MÉTODOS
4.1
Escolha da área de estudo e descrição do experimento
No intuito de encontrar uma área que se adequasse aos objetivos do experimento, a equipe de
pesquisa analisou diferentes locais no município de Belo Horizonte, com base em critérios
ligados à adequação à técnica em foco (e.g.: capacidade de infiltração, declividade), às
características da área de contribuição (e.g.: uso do solo, área de drenagem) e aos riscos
associados ao vandalismo. Tendo em conta esses diferentes critérios, optou-se por realizar o
experimento no próprio campus Pampulha da UFMG, em área localizada na bacia do córrego
Mergulhão, afluente do reservatório da Pampulha.
A despeito de o experimento encontrar-se localizado no campus Pampulha, a captação de
águas do escoamento superficial faz-se em uma via de trânsito intenso na cidade de Belo
Horizonte, a Av. Presidente Carlos Luz, o que assegura condições de funcionamento das
estruturas de controle de escoamentos semelhantes à escala real de sua utilização,
particularmente no que se refere aos aspectos de qualidade de água.
O solo predominante na área é o latossolo vermelho-amarelado, pouco espesso, de acordo
com estudos realizados pela Prefeitura de Belo Horizonte (DRENURBS, 2002), o que
asseguraria taxas de infiltração adequadas ao emprego da técnica de infiltração nessa área.
Posteriormente, a condutividade hidráulica do solo local foi aferida por meio de ensaios com
o permeâmetro de Guelph, resultando no valor médio final de k = 5.21 x 10
−5
m/s, valor esse,
típico de solos siltosos.
Investigações geotécnicas não revelaram a presença de lençol freático nos primeiros 4,0
metros de profundidade local, atendendo assim, um dos critérios pelo ponto de vista ambiental
e operacional segundo Baptista et al. (2005), o de haver uma distância mínima de 1,0 metro
entre o fundo da trincheira de infiltração e o lençol freático. O levantamento topográfico do
local mostrou que a declividade do terreno é de 4,5%. Dessa forma, o quesito inclinação do
terreno também foi atendido, haja vista que a capacidade de retenção das estruturas se
apresentou suficiente.
O experimento instalado em área do campus da UFMG recebe escoamentos superficiais
provenientes da avenida Presidente Carlos Luz. A área de contribuição aos dispositivos
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70
experimentais, com 3.880 m2, drena 4 pistas da avenida, no sentido Norte da cidade (figura
4.1). O escoamento gerado nessa área é drenado por sarjetas até uma boca de lobo, onde é
coletado e conduzido até a área do experimento. O volume de escoamento superficial
efetivamente coletado depende da eficiência de captação da boca de lobo, que varia com a
vazão afluente. Estimativas preliminares do pico de vazão que o sistema é capaz de coletar
indicaram valores em torno de 44 l/s, embora os resultados experimentais tenham indicado
que ele pode captar vazões um pouco superiores, atingindo 50 l/s. Uma caixa de passagem
permite a divisão dos escoamentos afluentes em duas partes, de forma a alimentar,
simultaneamente, a trincheira de infiltração e a vala de detenção. As vazões afluentes aos
dispositivos são monitoradas por meio de calhas Parshall implantadas no circuito de
alimentação de cada dispositivo. As calhas são dotadas de sensores de pressão para o registro
contínuo de profundidades de escoamento. A figura 4.2 ilustra uma vista parcial da área de
contribuição, e a figura 4.3 ilustra uma vista global da área de drenagem.
Figura 4-1 - Croquis de localização da bacia do córrego Mergulhão no município de Belo
Horizonte e da localização do experimento na Av. Carlos Luz
Figura 4-2 - Vista parcial da área de contribuição, ponto próximo ao início do escoamento.
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71
Figura 4-3 – Vista aérea da área de drenagem do experimento (Fonte: Google Earth 2009)
4.2
Dimensionamento das estruturas
O experimento é composto pelas estruturas de captação, adução, medição de vazões,
trincheira de infiltração e vala de detenção. O dimensionamento destes dispositivos encontrase descrito a seguir. A figura 4.4 ilustra esquematicamente o caminhamento da água ao longo
de todo o aparato experimental, e a figura 4.5 apresenta uma vista aérea do aparato
experimental, o que possibilita uma visualização real do esquema ilustrativo a seguir.
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72
Figura 4-4 – Esquema ilustrativo do caminhamento da água ao longo do aparato
experimental.
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73
Figura 4-5 – Vista aérea do aparato experimental, à direita a mata da estação ecológica
(Fonte: Google Earth, 2009).
4.2.1
Estrutura de captação: Boca de lobo
O dispositivo de captação de água na sarjeta da via foi dimensionado com base nas vazões de
projeto definidas para as estruturas compensatórias. Foram consideradas, igualmente,
restrições impostas por redes enterradas no passeio (cabos de fibra ótica) e outras possíveis
interferências.
O tubo de captação de água, localizado dentro da boca de lobo (figura 4.6), foi dimensionado
para a vazão de projeto como um bueiro, funcionando com controle hidráulico à entrada
(controle de orifício), haja vista que a capacidade de “engolimento” da boca de lobo segundo
Lima (2006) era bem maior que a vazão máxima de saída do orifício, conforme a teoria dos
orifícios. Como resultado dessa etapa, optou-se pelo emprego de um tudo de diâmetro 200
mm, implantado com declividade de 0,01 m/m, funcionando com vazão admissível de projeto
de 44,0 l/s. O comprimento dessa tubulação é de 9 metros. O funcionamento dessa estrutura
pôde ser determinado como bueiro com controle à entrada, uma vez ocorrido acúmulo de água
somente na seção de entrada, conforme simulação utilizando-se o modelo computacional
HEC-RAS 3.1.3 em regime de escoamento permanente e variado. Ressalta-se que esse
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74
modelo foi desenvolvido pelo US Army Corps of Engineers, e que os resultados da simulação
supracitada se encontram no anexo A.
Figura 4-6 - Captação de água pela boca de lobo (esquerda), acúmulo de sedimentos
(direita)
4.2.2
Estrutura de adução: Caixa de passagem
A caixa de passagem foi concebida para permitir a divisão das águas de escoamento
destinadas a cada estrutura compensatória e para a amostragem da qualidade da água que
entra no aparato experimental. As águas de escoamento são conduzidas às estruturas por meio
de tubulações que, igualmente, foram concebidas para funcionar como bueiros com controle à
entrada. Entretanto, para a vazão máxima de projeto, as condições locais de implantação e a
localização das calhas Parshall, destinadas à medição de NA para cálculo da vazão afluente às
estruturas, afogam a saída dos tubos e conduzem a seu funcionamento sob pressão. Não há
restrições maiores a esse tipo de funcionamento. Previu-se, para assegurar condições
adequadas do escoamento interno à caixa de passagem a instalação de uma estrutura
tranqüilizadora do escoamento dentro desta estrutura.
A altura desta caixa (35cm) foi projetada de tal maneira que não haja risco de extravasamento
nos medidores de vazão, localizados logo a jusante. As verificações desse risco foram
efetuadas pelo modelo HEC-RAS (ver anexo A).
A figura 4.7 ilustra a entrada e a saída da caixa de passagem, conjuntamente com o
tranqüilizador de escoamento e o amostrador de PVC a montante da trincheira e da vala.
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75
Figura 4-7 - Caixa de passagem: entrada e amostragem a montante (esquerda), saída e
tranquilizador de escoamento (direita)
4.2.3
Estrutura de medida de vazão: Calha Parshall
As estimativas de vazões afluentes foram realizadas por meio de medidor de regime crítico do
tipo Parshall. A escolha das dimensões das calhas foi feita com base na vazão máxima
afluente calculada em 22,0 l/s por tubulação de adução, utilizando-se estruturas padronizadas
segundo Azevedo Neto e Alvarez (1977).
As calhas foram construídas em fibra de vidro, compreendendo a própria calha com garganta
de 3 polegadas, um canal a montante, em seção transversal retangular, de 1,0 m de
comprimento, e um canal a jusante, igualmente em seção transversal retangular, com 4,0 m de
comprimento. A figura 4.8 ilustra as estruturas de medição da vazão afluente. A verificação
do regime crítico no ponto de medição da calha Parshall foi realizada por meio do modelo
HEC-RAS para diferentes vazões afluentes. Os resultados dessa modelagem hidráulica
sugeriram o funcionamento adequado do dispositivo de medição de vazão, haja vista a correta
localização do ponto de transição entre o escoamento subcrítico e o escoamento supercrítico
(ver anexo A).
Figura 4-8 - Sistema com calha Parshall para medição da vazão afluente
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76
4.2.4
Estruturas compensatórias: Trincheira de infiltração e vala de detenção
Para o dimensionamento da vala de detenção e da trincheira de infiltração, adotaram-se os
seguintes métodos:
•
Chuva de projeto com base na curva IDF regionalizada (equação 4.1) para a Região
Metropolitana de Belo Horizonte (PINHEIRO e NAGHETTINI, 1998);
•
Hidrograma de cheia: hidrograma triangular, tendo como tempo de base duas vezes a
duração da chuva e como vazão de pico a calculada pela equação do método racional,
em virtude da área de drenagem (0,0039 km²) ser reduzida e de uso do solo
praticamente uniforme (vias);
•
Propagação de cheia na estrutura calculada pelo método de Puls modificado (equação
4.2), devido ao funcionamento da trincheira e da vala ser semelhante ao de um
reservatório;
•
Tempo de retorno adotado em projeto: 10 anos, conforme recomendação usada pela
Prefeitura de Belo Horizonte.
ÎT , d , j = 0,76542d −0,7059 Pj0,5360 µT , d
(4.1)
na qual:
Î T ,d , j = intensidade de precipitação média de duração d, do local j, associada ao período de
retorno T (mm/h);
d = duração da precipitação (h);
Pj = precipitação total anual média do local j (mm);
µT ,d = quantil adimensional regional

 2Sj
  2S j +1
( I j + I j +1 ) + 
− Q j  = 
+ Q j +1 
 ∆t
  ∆t

(4.2)
na qual:
Ij = hidrograma de entrada no instante j (m³/s);
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77
Sj = Volume de água armazenado dentro da estrutura no instante j (m³);
Qj = Vazão de saída da estrutura no instante j (m³/s);
∆ t = passo de tempo adotado no cálculo (s).
Os valores de S e I no instante inicial, ou seja, j=1 são conhecidos a priori, assim como o
hidrograma de entrada. Definindo-se dessa maneira a condição inicial do sistema. Para os
intervalos seguintes da simulação o estado do sistema no instante j é obtido por cálculo
iterativo. Procedimento esse, que exige a construção de uma função auxiliar relacionando
(2S/ ∆t + Q) e Q, construída a partir das funções cota-volume S= f(H) e cota-descarga
Q=f(H).
Adotou-se como duração da chuva de projeto o conceito de duração crítica, efetuando-se a
modelagem hidrológica do funcionamento da estrutura para diferentes durações, a partir da
duração 5 minutos, até atingir-se o máximo volume a ser armazenado na estrutura. Por fim,
encontrou-se como duração crítica a precipitação de 30 minutos para ambas as estruturas.
No caso específico da trincheira de infiltração, a vazão de saída foi calculada pela Lei de
Darcy (equação 4.3).
 ∆H
U = k * 
 H total



(4.3)
na qual:
U = velocidade do fluxo (m/s);
k = condutividade hidráulica saturada (m/s), (utilizado valor médio de medições realizadas);
∆H
= gradiente hidráulico (m/m).
H total
A condutividade hidráulica do solo é um parâmetro fundamental para a operação de uma
trincheira de infiltração, uma vez que tal valor ilustra a permeabilidade do solo. Portanto,
qualquer mudança mínima no arranjo dos grãos, ou seja, do parâmetro k, pode afetar bastante
a velocidade do fluxo naquele solo.
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78
Para esta avaliação nesta pesquisa, empregou-se o permeâmetro de Guelph, com o qual
mediu-se a taxa constante de infiltração, que por fim, resultou no cálculo da condutividade
hidráulica do solo saturado em campo.
O permeâmetro de Guelph (figura 4.9) é um aparelho de furo e de carga constante que mede a
condutividade hidráulica saturada de campo acima do lençol freático, medição essa, referente
a condutividade média das direções horizontal e vertical. O aparato é composto de uma
garrafa de Mariotte que controla a carga constante de água dentro do furo, um tubo de acrílico
com uma régua graduada onde a água é introduzida e um tripé que permite adaptar o aparelho
a terrenos irregulares. Após algum tempo, que dependerá, dentre outros fatores, da umidade
antecedente do solo e da sua textura, uma pequena área em torno do furo estará saturada e,
então, o fluxo torna-se constante. Este valor de fluxo é utilizado no cálculo da permeabilidade.
Figura 4-9 – Ensaio com o permeâmetro de Guelph pertencente ao laboratório de solos da
UFMG
O ensaio é bastante prático no que tange o seu manuseio e de custo extremamente reduzido.
Entretanto ele é muito sensível a fatores imprevisíveis, como por exemplo: pedregulhos ou
pedaços de madeira incrustados à face inferior do orifício no solo, e inclinações tanto do
orifício quanto do permeâmetro. Portanto, incoerências nos resultados deste ensaio são
frequentes.
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79
Os primeiros ensaios foram realizados no dia 1º de junho de 2007. Dos quatro furos
realizados somente dois foram aproveitados, fornecendo uma condutividade hidráulica de
1,42x10 −4 m/s. A segunda bateria ocorreu no dia 14 de setembro de 2007, três furos foram
realizados, um em cada extremidade dos 20 metros de comprimento do dispositivo e um no
meio. Ao final dos cálculos somente o furo central foi aproveitado, fornecendo uma
condutividade hidráulica de 1,08x10 −5 m/s. Portanto, ao final destes ensaios, adotou-se como
parâmetro de projeto, 7,64x10 −5 m/s, valor esse, correspondente à condutividade hidráulica
média dos primeiros 40 cm de profundidade.
De forma a complementar as informações sobre a condutividade média de todo o perfil do
solo que compõe a trincheira de infiltração, uma terceira bateria de ensaios com o
permeâmetro foi realizada no dia 19 de março de 2008 para conhecimento da taxa de
infiltração no fundo do dispositivo. O valor final desta bateria foi de 3,76 x 10 −6 m/s. Por fim,
a condutividade hidráulica média final encontrada para este experimento foi a seguinte: k =
5,21 x 10 −5 m/s.
Baseado nos valores de condutividade hidráulica registrados anteriormente, nota-se que os
primeiros 40 centímetros do perfil do solo são compostos por um solo predominantemente
arenoso e pedregulhoso. Profundidades maiores apresentam um solo com predominância de
argila. A figura 4.10 corrobora e ilustra bem esta afirmação.
Figura 4-10 – Perfil do solo correspondente à trincheira de infiltração
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80
A escolha do geotêxtil empregado em trincheiras de infiltração deve obedecer alguns critérios
de projeto, pois seus poros devem ter dimensões suficientes para permitir que a água flua
livremente, mas ao mesmo tempo pequenas o suficiente para reter partículas do solo e
assegurar a estabilidade do solo, mantendo assim, um coeficiente de permeabilidade
adequado. Portanto, o material do geotêxtil deve satisfazer simultaneamente os seguintes
critérios: retenção, colmatação e permeabilidade (PALMEIRA e GARDONI, 2002).
O critério de retenção exige que a maior parte das partículas do solo seja retida pelo filtro,
evitando dessa maneira o carreamento do solo, ou seja, o chamado “piping”. A maioria dos
critérios atuais compara o O95 do geotêxtil, que corresponde a 95 % do diâmetro dos poros do
filtro, e o D85 do solo em questão, parâmetro que indica que 85% das partículas que
compõem o solo possuem diâmetro inferior ao valor em questão. Portanto, para este critério
utilizou-se a análise granulométrica do solo realizada no laboratório de solos da UFMG.
O critério de colmatação requer que o filtro não se obstrua à medida que um fluxo de água o
atravesse. Segundo Palmeira e Gardoni (2000), a avaliação da possibilidade de colmatação de
um geotêxtil é uma tarefa mais complexa do que a avaliação da sua capacidade de retenção,
porque exige o conhecimento da distribuição do tamanho dos poros do geotêxtil, a qual é de
difícil obtenção por simples testes, ou sujeita a uma grande dispersão, dependendo da técnica
empregada no ensaio. Holtz et al. (1997) propuseram que O95 não deva ser inferior a três
vezes o diâmetro das partículas do solo correspondente a 15% passando, ou seja, D15. Para
este critério também se utilizou a análise granulométrica do solo.
O critério de permeabilidade requer que a permeabilidade do geotêxtil seja maior que a do
solo em contato durante todo o período de utilização (PALMEIRA e GARDONI, 2000).
Portanto, para este critério o ensaio de condutividade hidráulica do solo realizado por meio do
permeâmetro de Guelph foi imprescindível. Por fim, baseando-se nos três critérios
supracitados, escolheu-se o geotêxtil OP20 que tem gramatura de 200g/cm³.
Após todas as análises de projeto, as dimensões finais da trincheira de infiltração foram as
seguintes: comprimento=20m; largura=1,0m; profundidade média =1,5m. A figura 4.11
mostra a configuração final deste dispositivo.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
81
Figura 4-11 - Configuração final da trincheira de infiltração (vista de jusante para montante)
Para o cálculo da vala de detenção, as vazões de saída foram baseadas somente na Teoria dos
Orifícios (equação 4.4). A teoria de sedimentação e a taxa de aplicação hidráulica não foram
usadas nesta pesquisa em virtude do seu objetivo principal, ou seja, o amortecimento de
cheias.
Q = C d * A * 2 gh
(4.4)
na qual:
Q = vazão (m³/s);
Cd = coeficiente de descarga, (valor usado: 0,6);
A = área da seção transversal (m²);
h = altura de carga a partir do eixo do orifício de saída (m).
No dimensionamento deste dispositivo não foi considerada uma possível infiltração no solo,
haja vista o baixo tempo de detenção na vala devido as suas reduzidas dimensões. Para a
cobertura do fundo da vala foi escolhida a grama do tipo esmeralda, uma vegetação rasteira
que propicia uma fácil manutenção.
As dimensões finais da vala de detenção foram as seguintes: comprimento=12m; largura de
topo=3,0m; profundidade=1,5m, e declividade dos taludes=45º. A figura 4.12 ilustra a
configuração final desta estrutura.
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82
Figura 4-12 - Configuração final da vala de detenção (vista de jusante para montante).
4.3
Monitoramento do sistema
O protocolo de monitoramento do experimento encontra-se sinteticamente ilustrado na figura
4.13.
Figura 4-13 - Análise esquemática do monitoramento do experimento
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83
4.3.1
Variáveis de quantidade de água
4.3.1.1 Precipitação
Os dados de chuva, a princípio, seriam medidos por um pluviômetro automático de báscula
(ver figura 4.14) instalado a cerca de 500 m da área do experimento com as seguintes
características: 400 cm² de área de captação; resolução mínima de 0,1mm; precisão melhor
que 2% sob a taxa de 50mm/h; taxa máxima de 120mm/h. O armazenamento dos dados seria
efetivado por um data-logger. Entretanto, problemas técnicos com o aparelho se apresentaram
logo no início do período chuvoso. Portanto, houve-se a necessidade da utilização dos dados
fornecidos pela estação meteorológica Pampulha pertencente ao Instituto Nacional de
Meteorologia (INMET). Estação essa, que se localiza a 5 metros do pluviômetro mencionado
anteriormente e com características semelhantes.
Em função do intervalo de tempo usado pelo INMET, 01 hora, fez-se necessário o uso de um
terceiro pluviômetro para uma análise mais apurada das intensidades das precipitações
amostradas. Tal aparelho pertence ao Centro de Desenvolvimento da Tecnologia Nuclear
(CDTN), está localizado a aproximadamente 600 m da área do experimento e fornece leitura
de precipitações acumuladas em intervalos de 15 minutos.
Figura 4-14 - Estação meteorológica Pampulha (INMET), pluviômetro pertencente à UFMG
(cinza) e ao INMET (branco)
Por fim, para subsidiar a escolha dos dados que seriam utilizados nesta pesquisa,
compararam-se as precipitações mensais obtidas com os pluviógrafos do INMET e do CDTN
para o período entre 2008/2009 e do pluviômetro da regional Noroeste da Prefeitura de Belo
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84
Horizonte, localizado a aproximadamente 2.000 m da área do experimento, para o período
entre 2005/2009 (figura 4.15). Essas comparações evidenciaram que o aparelho pertencente
ao INMET apresentou valores sistematicamente maiores, sobretudo nos meses mais chuvosos,
dezembro e janeiro. Portanto, optou-se por empregar os dados pluviométricos fornecidos pelo
CDTN como base desta pesquisa.
Precipitação mensal (mm) regional Noroeste X INMET X CDTN.
900.00
800.00
Precipitação(mm)
700.00
600.00
500.00
400.00
300.00
200.00
100.00
0.00
Outubro
Novembro
Dezembro
Janeiro
Fevereiro
Março
Abril
Maio
Junho
Meses
Regional Noroeste 05/09
INMET Geral 08/09
CDTN 08/09
Figura 4-15 - Comparação entre os pluviômetros do CDTN, INMET e regional Noroeste
4.3.1.2 Vazão de entrada
Segundo já mencionado no item 4.2.3, as vazões de entrada ao aparato experimental foram
medidas por meio de 02 calhas Parshall com garganta de três polegadas e equipadas com
sensores piezoresistivos. Além da facilidade com que podem ser executados, os medidores de
regime crítico, como as calhas Parshall, apresentam vantagens que decorrem das suas próprias
características hidráulicas: uma só determinação de carga é suficiente, a perda de carga é
reduzida, não há obstáculos capazes de provocar a formação de depósitos, etc. A figura 4.16
mostra este dispositivo em funcionamento durante o evento de 30/03/2009.
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85
Figura 4-16 - Calha Parshall em operação (cabo amarelo referente ao sensor
piezoresistivo).
A equação 4.5 mostra o cálculo efetivo das vazões de entrada medidas nesta pesquisa.
(AZEVEDO NETO e ALVAREZ, 1977).
Q = 0,176 H 1,547
(4.5)
na qual:
Q = vazão de entrada (L/s);
H = nível d’água medido próximo da garganta da calha Parshall (cm).
O armazenamento dos dados coletados nas duas calhas Parshall existentes no aparato
experimental foi realizado por um data-logger localizado ao lado desses dispositivos. O
aparelho foi acondicionado dentro de um abrigo enterrado, visando assim, evitar um possível
vandalismo. A figura 4.17 ilustra a localização do data-logger e o detalhe de suas ligações
eletrônicas com os sensores piezoresistivos.
Deve-se ressaltar que os equipamentos em questão foram aferidos mensalmente, de forma a
garantir maior confiabilidade aos dados coletados. A fonte de energia do sistema é uma
bateria recarregável de 12 Volts.
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86
Figura 4-17 - Localização do data-logger (à esquerda), detalhe do aparelho (à direita).
4.3.2
Variáveis de qualidade de água
De acordo com Mäkelä e Meybeck (1996), os parâmetros físicos, físico-químicos e
microbiológicos de qualidade de águas consolidados no monitoramento de caracterização da
contaminação e das fontes poluidoras em ambientes aquáticos urbanos, onde há influências de
fontes pontuais e difusas de poluição, abrangem principalmente as variáveis indicadoras de
matéria orgânica, nutrientes, micro-poluentes, sólidos suspensos e organismos patogênicos.
Portanto, os parâmetros de monitoramento da qualidade da água em todas as amostras
analisadas foram: condutividade elétrica, temperatura, turbidez, sólidos suspensos totais,
nitrogênio total, fósforo total, metais pesados (Cu, Cr, Ni, Zn, Cd, Pb, Mn), DQO, DBO 5,
coliformes totais e E.coli.
4.3.2.1 Amostragem a montante dos dispositivos
O monitoramento da qualidade da água a montante da trincheira de infiltração e da vala de
detenção se fez no interior da caixa de passagem. Em função da impossibilidade de uso do
método automático de amostragem no início do projeto, as primeiras amostras foram
coletadas por meio de um amostrador de PVC (ver figura 4.18), o qual consiste em um
cilindro de PVC com 35 cm de altura, 15 cm de diâmetro e um orifício de 5 cm na
extremidade superior, que por sua vez permite a entrada de água no mesmo. No interior do
cilindro tem-se uma esfera de isopor que veda o orifício após o preenchimento completo do
dispositivo. Além do amostrador, a figura 4.18 ilustra também o detector de líquido, que uma
vez submerso, aciona o início do processo automático de amostragem.
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87
As dimensões deste amostrador de PVC foram projetadas para assegurar um volume de
amostra adequado (5 litros) para todas as análises laboratoriais e de se captar os primeiros 5
minutos do escoamento.
Figura 4-18 – Amostrador de PVC branco (à esquerda), e detector de líquido
(cabo preto à direita).
Em meados de março de 2009, adquiriram-se os equipamentos necessários para a amostragem
automática. Todo o aparato é composto por: 01 amostrador automático modelo ISCO 3700
(figura 4.19) e 01 detector de líquido. Para evitar o vandalismo e proteger o aparelho contra
intempéries construiu-se um abrigo próximo ao ponto de coleta (figura 4.20). A conexão entre
o aparelho e a caixa de passagem é feita por meio de tubulação enterrada.
O amostrador ISCO 3700 apresenta uma capacidade de uso para 24 garrafas de 01 litro e, em
seu sistema, há a função de amostragem de água em alíquotas por garrafas, em um
determinado tempo requerido. Essa função foi utilizada para a amostragem de cada evento
registrado. Programou-se, então, a coleta com amostragens de alíquotas de 700 ml a cada 4
minutos, sendo que a quantidade total das amostras coletadas em um evento foi obtida em
função da duração do escoamento superficial. Ressalta-se que o período de amostragem de
um escoamento não ultrapassou 96 minutos, haja vista a multiplicação do número de garrafas
(24) pelo intervalo do tempo de coleta (4 minutos).
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88
Figura 4-19 – Amostrador automático ISCO 3700
Figura 4-20 - Abrigo do amostrador automático (à esquerda) e caixa de passagem (à
direita).
4.3.2.2 Amostragem a jusante de cada dispositivo
A amostragem de água para as análises de qualidade, à saída dos dispositivos de drenagem
pluvial fez-se no interior de dois poços de visitas localizados logo a jusante de cada
dispositivo. A coleta das amostras foi projetada para que houvesse uma representatividade
completa do evento registrado, ou seja, que ao longo de toda a duração dos escoamentos
houvesse uma contribuição contínua para o recipiente de amostragem.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
89
Em relação à trincheira de infiltração, projetou-se a princípio um tubo perfurado com
diâmetro de 100 mm e 1 m de comprimento, localizado 30 cm abaixo do fundo da trincheira.
O controle da vazão de saída deste tubo era efetuado por um registro gaveta de 100 mm
(figura 4.21). Entretanto, percebeu-se que o diâmetro escolhido foi excessivo, resultando
assim, em perturbações no solo adjacente ao tubo e em contaminações das amostras coletadas
a jusante da trincheira (figura 4.22), haja vista as elevadas concentrações de sólidos suspensos
verificadas. Para corrigir esse problema, foram executadas em março de 2009 intervenções no
dispositivo. Em suma, atualmente as amostras são coletadas ao fundo da trincheira e a 30 cm
abaixo do fundo por meio de 02 tubos de PVC perfurados com 40 mm de diâmetro e 2 m de
comprimento (figura 4.23).
Figura 4-21 - Amostragem antiga (à esquerda) e atual (à direita) a jusante da trincheira
Figura 4-22 - Contaminação da amostragem a jusante da trincheira de infiltração.
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90
Figura 4-23 – Esquema ilustrativo do caminhamento da água ao longo da trincheira
Em relação à vala de detenção, dimensionou-se uma caixa d’água com 250 litros de
capacidade para coletar as amostras de água a jusante dessa estrutura. A alimentação do
recipiente é feita por sete furos de 1 cm de diâmetro ao fundo do tubo de saída da vala. O
dimensionamento em questão foi baseado na chuva de duração crítica (30 min). A figura 4.24
apresenta o aparato projetado para amostragem de água a jusante da vala e a figura 4.25
ilustra de maneira esquemática o caminhamento da água ao longo da vala de detenção e do
seu ponto de amostragem a jusante.
Figura 4-24 – Amostragem a jusante da vala de detenção
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
91
Figura 4-25 – Esquema ilustrativo do caminhamento da água ao longo da vala
4.4
Análise de parâmetros de qualidade
4.4.1
O subsolo
4.4.1.1 Contaminação do solo por escoamento infiltrado
Durante a construção da trincheira de infiltração, amostras do solo foram coletadas no ponto
central da estrutura e em 04 profundidades diferentes, a partir do fundo do dispositivo: 0.5,
1.0, 1.5 e 2.0 m. (ver figura 4.26). Essas amostras foram submetidas a análises físico-químicas
de modo a detectar a presença no solo de poluentes como metais pesados (Cu, Ni, Zn, Cd,
Mn, Pb, Cr), hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPA), hidrocarbonetos totais voláteis, e
parâmetros inorgânicos (Ntot, Ptotal) anteriores à operação da trincheira de infiltração. Os
resultados obtidos caracterizam que o estado inicial do solo no local de implantação da
trincheira não apresentou contaminação pelos poluentes analisados, haja vista, a ausência de
hidrocarbonetos, cádmio e cobre, e o respeito aos valores de referência padronizados no Brasil
(CETESB, 1999) pelos metais encontrados nas amostras (Anexo B).
Análises semelhantes serão realizadas sobre amostras de solo obtidas no mesmo local ao final
do projeto, 2011, totalizando três anos de operação. Esse procedimento possibilitará a
estimativa dos riscos de contaminação do solo devido à operação da trincheira de infiltração.
Ressalta-se, que as análises físico-químicas realizadas pelo laboratório Analytical Solutions
seguiram os padrões da Agência Americana de Proteção Ambiental (USEPA). A tabela 4.1
apresenta detalhadamente os métodos utilizados para cada tipo de ensaio analítico.
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92
Figura 4-26 - Coleta de solo anterior à operação da trincheira de infiltração.
Tabela 4-1 – Métodos utilizados para cada ensaio analítico feito no solo coletado antes da
operação da trincheira de infiltração
Parâmetro
Metais pesados
Inorgânicos
HPA
Hidrocarbonetos totais voláteis
4.4.2
Método
USEPA 305B
USEPA 9056
USEPA 8270C
USEPA 5021, USEPA 8015B, USEPA 8021B
Análise semi-quantitativa dos sedimentos retidos à entrada
Além da qualidade da água que escoa pelo aparato experimental, considerou-se importante
conhecer também as características físico-químicas dos sedimentos retidos pela boca de lobo
à entrada do sistema. Dessa maneira, os mesmos ensaios analíticos realizados nas amostras de
solo a partir do fundo da trincheira foram efetuados em 04 amostras coletadas na boca de
lobo.O número de análises feitas até o presente momento está limitado pela disponibilidade
financeira do projeto. As análises observadas neste caso encontram-se relacionadas aos dados
climatológicos de cada evento chuvoso amostrado.
As características físicas deste sedimento foram conhecidas por meio de análises
granulométricas realizadas no laboratório de solos da Superintendência de Desenvolvimento
da Capital de Belo Horizonte (SUDECAP). Esses ensaios seguiram os seguintes passos:
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93
•
Secagem da amostra à temperatura ambiente em pátio coberto;
•
Peneiramento da amostra para separação dos sedimentos em três categorias: material
granular; folhas e gravetos; papel, plástico, vidro e metal;
•
Quarteamento do material granular por meio de um quarteador (figura 4.27) para
homogeneização da amostra;
•
Pesagem das três categorias (figura 4.28);
•
Análise granulométrica do material granular quarteado conforme NBR 5734 e NBR
6457/86.
Ressalta-se que a limpeza da boca de lobo foi sempre efetuada no dia seguinte à ocorrência de
uma determinada chuva. Portanto, cada amostra coletada é representativa dos sedimentos
carreados por um evento independente e retidos pela boca de lobo. O período seco amostrado
é o correspondente a dois eventos sucessivos.
Figura 4-27 - Quarteamento do material granular coletado na boca de lobo.
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94
Figura 4-28 - Pesagem dos sedimentos coletados na boca de lobo.
4.4.3
Parâmetros físico-químicos da água
4.4.3.1 Método analítico e limite de detecção
As metodologias dos ensaios analíticos implementados e utilizados para as análises das
variáveis indicadoras de qualidade das águas monitoradas foram baseadas nos métodos
padronizados pela American Public Health Association (APHA, AWW, WEF, 2005) contidas
no livro Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, metodologias
essas, apresentadas na tabela 4.2 a seguir, e em anexo (ANEXO C) o resumo dos
procedimentos analíticos das metodologias de análises.
Segundo a APHA, AWW, WEF (2005), o limite de detecção é considerado, em termos
qualitativos, como a mais baixa concentração do parâmetro a ser medido pelo método
analítico, limite esse, obtido por meio das faixas usuais adotadas pelos métodos e pela
verificação dos instrumentos analíticos utilizados e volumes de amostras adotadas.
O processo de determinação dos limites de detecção para os métodos analíticos das varáveis
de qualidade teve como finalidade a definição dos valores mínimos das concentrações
adotados para expressão dos resultados. Os limites de detecção para as concentrações das
variáveis de qualidade adotadas estão apresentados na tabela 4.2.
Todos os parâmetros foram analisados nos laboratórios de análises físico-químicas e de
microbiologia do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental (DESA) da Escola de
Engenharia (EE) da UFMG, exceto pela condutividade elétrica que foi medida in situ também
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95
por meio de sensor eletrônico acoplado a um data-logger da marca Globalwater. Os
equipamentos utilizados nas análises laboratoriais estão listados no resumo dos procedimentos
analíticos em anexo (ANEXO C).
Tabela 4-2 – Variáveis indicadoras de qualidade, abreviaturas, unidades e métodos
analíticos utilizados no monitoramento da água.
Limite
Variáveis
Abreviatura
Unidade
Método Analítico
mínimo de
detecção
Condutividade
elétrica
CE
µS/cm
Turbidez
NTU
NTU
Sólidos Suspensos
Totais
SST
mg/l
Sólidos Suspensos
Voláteis
SSV
%
Demanda Química
de Oxigênio
DQO
Demanda
Bioquímica de
Oxigênio
DBO5
Nitrogênio total
Kjeldahl
NTK
Fósforo total
P-total
Cádmio
Eletrométrico
Turbidímetro
0,1
Gravimétrico
1,0*
Gravimétrico
-
Titulométrico /
Refluxo fechado
5,0
mgO2/l
Titulação de Winkler –
Iodométrico
-
mgO2/l
mg/l
Titulométrico /SemiMicro digestão
Kjeldahl
0,59**
mg/l
Espectrofotométrico –
Vanado
0,20
Cd
mg/l
AAS chama
0,002
Chumbo
Pb
mg/l
AAS chama
0,002
Cobre
Cu
mg/l
AAS chama
0,005
Cromo
Cr
mg/l
AAS chama
0,001
Manganês
Mn
mg/l
AAS chama
0,005
Níquel
Ni
mg/l
AAS chama
0,005
Zinco
Zn
mg/l
AAS chama
0,001
Coliformes Totais
CT
NMP/100ml
Colilert
-
Escherichia coli
E.coli
NMP/100ml
Colilert
-
* valor mínimo assumido em função do volume utilizado da amostra (100ml) e da porosidade do filtro;
**
limite definido pelos faixas do método em função do volume e da precisão dos aparelhos utilizados;
4.4.3.2 Controle de qualidade dos ensaios em laboratório
Visando a produção de resultados analíticos com a devida precisão, faz-se necessário avaliar
todos os procedimentos laboratoriais desde a coleta até a análise da amostra. Dentre estes,
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
96
destaca–se o controle de qualidade das análises em laboratório, definido como controle de
qualidade analítico, o qual é um processo moroso e dispendioso e, por essa razão, requer uma
precisa e clara definição de protocolo e procedimentos, acompanhados de verificações de
conformidade (VIEIRA, 2008; BURTON e PITT, 2002).
A APHA recomenda que alguns requisitos básicos devem ser atendidos para a execução e
fornecimento de análises com o controle de qualidade, e assim, produzir resultados confiáveis.
Dessa forma, os seguintes passos foram seguidos:
•
Adoção de métodos analíticos padronizados, APHA, AWW, WEF (2005), e que
possuem características como faixas de concentrações, sensibilidade e seletividade
adequadas ao tipo de amostras de água monitoradas.
•
Correspondência entre o instrumental técnico e os equipamentos disponíveis nos
laboratórios utilizados para a realização dos métodos analíticos adotados.
•
Uso de sais para as análises com certificados de pureza.
•
Treinamento e reciclagem dos procedimentos analíticos e do corpo técnico de
laboratório (Químicos e Biólogo) envolvido na realização das análises de qualidade de
água deste estudo.
4.4.4
Preparação das amostras
Em função da vidraria, dos reagentes e etc. disponíveis no laboratório do Departamento de
Engenharia Sanitária (DESA) da UFMG, assim como da executabilidade dos ensaios
laboratoriais, as amostras relativas a um determinado evento coletado não puderam
ultrapassar o valor de 12 análises para os seguintes parâmetros: DQO, DBO 5 , E.coli,
Coliformes totais, Metais pesados, Nitrogênio total e Fósforo total. Portanto, os primeiros 08
frascos de um dado evento, ou seja, os primeiros 32 minutos, foram mantidos
individualizados e os subseqüentes foram agrupados em 02 em 02, 03 em 03 ou até 04 em 04,
dependendo do total de frascos coletados pelo amostrador automático ISCO 3700.
Para a condutividade elétrica, a turbidez e os sólidos suspensos totais e voláteis as análises
realizadas eram de acordo com a quantidade de frascos coletados em campo. O agrupamento
dos frascos coletados pelo amostrador foi baseado na pequena variação das concentrações
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
97
destes parâmetros após os primeiros 30 minutos de um evento chuvoso. A figura 4.29 mostra
um fluxograma que ilustra de maneira mais didática o agrupamentos das amostras.
Figura 4-29 - Fluxograma do agrupamento de amostras coletadas em campo segundo os
parâmetros analisados.
4.5
Tratamento de dados
4.5.1
Representatividade dos eventos amostrados
Visando verificar a representatividade hidrológica dos eventos amostrados neste estudo,
analisaram-se as precipitações ocorridas no período entre outubro de 2008 e maio de 2009.
Ressalta-se que esses dados pluviométricos foram coletados por meio do pluviômetro
automático do CDTN, localizada a cerca de 500m do experimento. Para avaliar a
representatividade dos eventos amostrados, utilizaram-se os dados pluviométricos entre 1994
e 2004 da estação metereológica Usina de Gás, localizada a cerca de 5.000m do local de
estudo.
Primeiramente, definiu-se que os eventos chuvosos seriam considerados independentes a
partir do momento em que os efeitos resultantes do primeiro cessassem antes do início do
segundo (Caramori, 2002). Em seguida, baseado nas duas técnicas compensatórias instaladas
no campus UFMG, trincheira de infiltração e vala de detenção, e de tal forma que ambos
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
98
dispositivos possam recuperar parte das condições de funcionamento anteriores ao evento,
estipulou-se que o intervalo mínino entre duas precipitações independentes seria de 12 horas.
4.5.2
Distribuição da massa de poluentes e do volume nos eventos amostrados
A representação da distribuição de massa de poluentes e do volume escoado ao longo do
evento amostrado foi feita por meio das curvas M(V) (ver tópico 3.4.2). Essa metodologia é
bastante difundida no meio acadêmico (PRODANOFF 2005; GNECCO et al., 2005; DOTTO,
2006) para a análise da variação da taxa de massa poluente transportada ao longo dos
escoamentos superficiais urbanos.
A curva M(V) permite também a comparação entre eventos de diferentes características e
localização por meio de uma análise adimensional.
Enfim, a utilização de análises gráficas das curvas M(V) (ver equação 3.1, item 3.4.2),
permitiu conhecer a distribuição dos poluentes ao longo de todo o evento, observando-se a
posição das curvas em relação ao bissetor, distinguindo assim, os eventos chuvosos que
apresentaram a ocorrência do fenômeno carga de lavagem daqueles que não a apresentaram.
4.5.3
Cargas de poluentes por evento
Para uma avaliação global do impacto das cargas difusas, pode-se calcular o fator
Concentração Média no Evento (CME), que em um só valor resume a relação entre a massa
de poluente transportada pelo volume de água escoado. A CME representa a concentração
ponderada de um poluente correspondente a um evento completo de chuva, por meio da coleta
de diversas amostras ao longo do tempo de duração do escoamento, juntamente com o
levantamento do hidrograma (USEPA, 1990).
A equação 4.6 apresenta o cálculo da CME, a qual é definida pela massa total do poluente
dividida pelo volume total, ao longo de todo o evento.
t
M
CME =
=
V
∫ C Q dt ∑ C Q ∆t
=
∑ Q ∆t
Q
dt
∫
t
t
t
0
t
t
(4.6)
t
t
0
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
99
na qual:
CME = concentração média do evento chuvoso monitorado (mg/L);
M = massa total do poluente descarregado ao longo do evento (g);
V = volume total ao longo do evento (m³);
Ct = concentração no tempo t (mg/L);
Qt = vazão no tempo t (m³/s);
∆t = intervalo de tempo (s).
4.5.4
Análises dos dados por estatística descritiva
A organização e a caracterização do comportamento dos dados ao longo da amostragem são
importantes para as futuras comparações entre os resultados deste estudo com pesquisas
anteriores. Todos os dados obtidos no monitoramento do aparato experimental localizado no
campus da UFMG foram analisados por meio das análises estatísticas básicas sugeridas por
Von Sperling (2005), (ver tabela 4.3).
As estatísticas básicas foram calculadas por meio de planilha eletrônica (Microsoft Excel
2003). Os resultados estatísticos foram representados em tabelas e por gráficos ilustrativos das
séries temporais, que mostram as relações entre as variáveis registradas, como por exemplo,
vazão e sólidos suspensos, e pelos diagramas box & whisker, que foram elaborados por meio
do software Statistica 5 da empresa EstatSoft.
O diagrama box & whisker consiste em um retângulo definido pelo primeiro e terceiro quartis,
contendo a mediana ou a média em seu interior, além da extensão das linhas verticais até os
pontos de máximo e mínimo, os quais são assinalados no gráfico por barras horizontais, tal
como ilustrado na figura 4.30. Segundo Naghettini e Pinto (2007), esses diagramas são muito
utéis por permitirem uma visão geral do valor central, da dispersão, da assimetria, das caudas
e de eventuais pontos amostrais discordantes (outliers). Eles são particularmente interessantes
para comparar as características de duas ou mais amostras diferentes.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
100
Tabela 4-3 – Estatísticas básicas utilizadas na descrição dos dados, adaptado de von
Sperling (2005).
TIPO
ESTATÌSTICA
SOFTWARE
Caracterização da amostra
Número de dados
MS Excel 2003
Medida de tendência central
Medidas de variação
Medidas de posicionamento
Média aritmética
Média geométrica
Mediana
Valor mínimo
Valor máximo
Desvio padrão
Coeficiente de variação
Primeiro Quartil: 25%
Segundo Quartil: 50%
Terceiro Quartil: 75%
MS Excel 2003
MS Excel 2003
Statística 5
Figura 4-30 – Exemplo ilustrativo do diagrama box & whisker (In: NAGHETTINI e PINTO,
2007)
4.5.5
Análises de correlação e regressão
Existe um conjunto de métodos estatísticos que visam estudar a associação entre duas ou mais
variáveis aleatórias. Dentre tais métodos, destaca-se, sobretudo a teoria da regressão e
correlação em função de ser o de uso mais difundido (NAGHETTINI e PINTO, 2007).
Desse modo, todas as análises estatísticas realizadas nesta pesquisa se basearam em dois
conceitos fundamentais: coeficiente de correlação linear e regressão linear múltipla. Ambos
estão descritos a seguir:
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
101
i) Coeficiente de correlação linear
A ocorrência de uma correlação linear entre duas variáveis é apresentada quando os pontos do
diagrama de dispersão se aproximam de uma reta. Essa correlação pode ser positiva, no caso
de valores crescentes no eixo X, conjuntamente com uma tendência de valores crescentes
também no eixo Y, ou a correlação pode ser negativa, no caso de valores crescentes no eixo
X, conjuntamente com uma tendência de valores decrescentes no eixo Y.
No caso da regressão linear o coeficiente de correlação R pode ser interpretado como a
covariância normalizada. A equação 4.7 apresenta o cálculo deste coeficiente:
R=
S X ,Y
S X SY
(4.7)
na qual:
R = coeficiente de correlação linear;
Sx,y = covariância amostral entre as variáveis X e Y;
Sx = desvio padrão da variável X;
Sy = desvio padrão da variável Y.
O coeficiente de correlação é adimensional e varia entre -1 e 1. Dessa maneira, as unidades
adotadas pelas variáveis não interferem no valor de R. No caso de X e Y serem
estatisticamente independentes, o valor de R será igual a zero. Por fim, quanto mais próximo
de 1 ou -1 o valor do coeficiente estiver, melhor será a tendência que aquelas variáveis
apresentam quanto à sua variação conjunta.
ii) Regressão linear múltipla
Uma equação de regressão é uma expressão utilizada para avaliar uma variável dependente,
por exemplo Y, em função das independentes, X1, X2,... e é denominada equação de
regressão de Y para X1, X2, .... Na hipótese da variável Y variar linearmente com as variáveis
independentes, a equação de regressão de Y tem a seguinte forma, (equação 4.8):
Y = B1 X 1 + B2 X 2 + ... + Bn X n
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
(4.8)
102
na qual:
Y = variável dependente;
X1, X2, Xn = variáveis independentes;
B1, B2, Bn = coeficientes de regressão parcial.
Os coeficientes de regressão podem ser estimados pela minimização do somatório dos erros
quadráticos (equação 4.9), método esse, que consiste em minimizar o somatório dos
quadrados dos desvios entre o valor observado Yi e o valor estimado y i , de tal forma que se
possa estimar os coeficientes de regressão Bj. A equação 4.9 ilustra o método dos mínimos
quadrados.
n
∑e
i =1
n
2
i
= ∑ (Yi − y i )
i =1
2
P


= ∑  Yi − ∑ B j X i , j 
i =1 
i =1

n
2
(4.9)
na qual:
Yi = valor observado da variável dependente;
y i = valor estimado da variável dependente;
Bj = coeficiente de regressão parcial;
Xi,j = valor observado da variável independente.
A estimação do coeficiente de regressão é feita por meio da diferenciação da equação 4.10 em
relação a B, e por fim, igualando essa derivada parcial a zero.
As minimizações dos somatórios dos quadrados dos desvios realizadas nesta pesquisa foram
feitas com o auxílio da ferramenta solver, que o software Excel 2003 oferece. Essa ferramenta
efetua inúmeras iterações dos coeficientes B até que o somatório dos quadrados dos desvios
atinja um valor mínimo. Para correta aplicação da função solver, calculou-se primeiramente
em planilhas do Excel as diferenças entre os valores observados e os valores estimados, assim
como a soma destas diferenças. A priori os coeficientes de regressão foram arbitrados todos
com o valor igual a 1 para que a função solver funcionasse perfeitamente no software.
Segundo Naghettini e Pinto (2007), o número de observações disponíveis para a análise de
regressão deve ser no mínimo 3 a 4 vezes maior que o número de coeficientes da equação de
regressão que serão estimados. Esta regra procura evitar um falso ajuste causado pelas
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
103
oscilações que podem ocorrer nas variáveis independentes e que são de difícil detecção nas
amostras muito pequenas.
De acordo com os autores, uma maneira de se avaliar os resultados da equação de regressão é
verificar a capacidade do modelo prever a variável dependente a partir de observações das
variáveis explicativas que não foram utilizadas na estimativa dos coeficientes da regressão.
Obviamente, para se fazer essa avaliação é necessário que os dados observados sejam
separados aleatoriamente em dois grupos, um para estimar os coeficientes da regressão e
outro para verificar o modelo. Entretanto, na maioria dos casos, o número reduzido de
observações não permite esse procedimento.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
104
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
As análises dos parâmetros à saída do sistema são listadas apenas para a vala de detenção. De
fato, a coleta de água realizada por dispositivo de captação de água percolada a partir da
trincheira evidenciou inconsistências devido ao carreamento de solo sob o dispositivo.
Posteriormente, foram executadas intervenções no dispositivo com vistas a eliminar este
comportamento anômalo, porém os resultados de análise de qualidade de água para a
trincheira de infiltração não se encontram ainda em número suficiente para uma discussão
adequada desses resultados.
5.1
Representatividade dos eventos chuvosos amostrados
Uma análise estatística da quantidade de chuvas por intervalos de alturas de precipitações foi
elaborada para verificar a representatividade dos eventos amostrados. A figura 5.1 mostra que
26% das precipitações registradas no período chuvoso entre outubro de 2008 e junho de 2009
ficaram na faixa de 0 a 5 mm, e que a maioria (em torno de 75%) das chuvas permaneceu
abaixo dos 60mm.
A mesma análise estatística discutida acima foi elaborada para os dados pluviométricos de
1994 a 2004 para confirmar essa representatividade. Ela mostrou que o período de 2008/2009
é bastante representativo para a distribuição média de chuvas em função do total precipitado
por evento, considerando-se a semelhança entre as curvas que representam o número de
chuvas por faixa de alturas de precipitações dos períodos citados anteriormente (figura 5.1).
Por fim, sabe-se que as amostras coletadas nesta pesquisa se encontram concentradas dentro
da maior faixa de precipitações, evidenciando assim a boa representatividade dos eventos
monitorados. Entretanto, em função do reduzido número de amostras, que neste caso somando
os eventos coletados tanto na boca de lobo quanto na caixa de passagem resultou em um total
de 19 (tabela 5.1), a curva correspondente aos eventos amostrados contida na figura 5.1 não
evidencia claramente essa representatividade hidrológica, uma vez que o seu comportamento
apresenta uma leve semelhança com a curva que ilustra o período chuvoso 2008/2009. A
tabela 5.1 mostra as características climatológicas de todos os eventos amostrados nesta
pesquisa.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
105
Nº relativo de chuvas no período
35%
30%
25%
20%
15%
10%
5%
0%
Precipitação (mm)
CDTN 08/09
Usina de Gás (10anos) 94 a 2004
Eventos amostrados
Figura 5-1 – Análise quantitativa do número de chuvas por intervalos de alturas de
precipitações
Tabela 5-1 - Características pluviométricas dos eventos amostrados
Evento
Precipitação
total (mm)
Duração da
precipitação
(min)
0
120
600
200
30
120
240
90
75
2775
30
15
60
360
375
30
600
120
90
340
20
90
Período seco
anterior
(dias)
21
30
11
5,5
12
0,5
1,5
7,5
9
5
3
4
4,5
0,5
4,8
0,5
0,5
5,0
23
23
25
22
Int.
média
(mm/h)
0,00
11,80
6,71
3,80
30,40
20,80
2,90
1,7
5,40
4,6
1,80
9,20
1,8
6,70
1,90
11,80
3,6
2,10
8,10
2,90
2,70
10,90
Int
15min.
(mm/h)
27/08/08*
0,0
05/09/08
23,8
19/09/08
66,8
25/09/08
12,8
31/10/08
15,2
16,4
01/11/08
41,5
07/11/08
11,5
6,0
27/11/08
2,6
08/12/08
6,7
14,0
17/12/08
212,9
22/12/08
0,9
3,2
01/02/09
2,3
8,8
07/02/09
1,8
13/02/09
40
38,8
23/03/09
11,8
30/03/09
5,9
01/04/09
35,6
06/04/09
4,1
01/05/09
12,1
12,8
04/05/09
16,5
06/06/09
0,9
2,4
28/06/09
16,3
42,0
*amostra coletada para verificar a quantidade de sedimentos carreados até a boca de lobo em
função do vento e da movimentação de automóveis na Avenida Carlos Luz.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
106
5.2
Representatividade da amostragem
Várias precipitações foram amostradas ao longo do período de monitoramento do aparato
experimental localizado no campus da UFMG para fins de análise de qualidade de água em
diferentes pontos do experimento e de depósitos na boca de lobo. Não seria possível amostrar
todos os eventos de um ano hidrológico para fins de análise de qualidade de água, por razões
operacionais e de custos. O plano amostral previu amostrar cerca de 10 eventos por ano,
procurando, em termos qualitativos, assegurar uma adequada variabilidade de eventos sob os
aspectos de intensidade, duração e volume do evento, bem como duração do período seco
anterior ao evento. Por outro lado, a despeito das previsões meteorológicas utilizadas para
orientar a amostragem, não é possível conhecer a priori todas essas características. Apenas o
monitoramento de longo prazo, pode assegurar uma adequada amostragem. Deve-se ressaltar
que o foco principal do experimento de análise de qualidade de água e de abatimento das
cargas de poluição de origem difusa é a amostragem de eventos de freqüência elevada, com
tempos de retorno da ordem de 1 ano ou inferiores, tendo em conta o impacto dessas cargas
de poluição sobre o meio. A tabela 5.2 ilustra a distribuição das amostras segundo os
dispositivos do aparato experimental e os eventos registrados.
Tabela 5-2 - Distribuição das amostras segundo os dispositivos do experimento
Evento
Boca de lobo
Caixa de Passagem
27/08/08
X
05/09/08
X
19/09/08
X
25/09/08
X
31/10/08
X
X
01/11/08
X
07/11/08
X
X
27/11/08
X
08/12/08
X
X
17/12/08
X
22/12/08
X
01/02/09
X
07/02/09
X
13/02/09
X
23/03/09
X
30/03/09*
X
01/04/09
X
06/04/09*
X
01/05/09*
X
04/05/09
X
06/06/09*
X
28/06/09*
X
*eventos coletados por meio do amostrador automático ISCO 3700
Trincheira
Vala
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
107
De outubro de 2008 até meados de março de 2009, as amostras a montante do experimento
foram coletadas pelo amostrador de PVC, ilustrado anteriormente pela figura 4.15. Ele foi
projetado para captar o início do evento, considerando a hipótese de ocorrência do first-flush
no escoamento.
Ressalta-se que o amostrador ISCO 3700 não estava disponível desde o início do
monitoramento, bem como o sensor de nível que detecta o começo do evento, instrumentos
esses que automatizariam a amostragem.
A partir de março de 2009 a amostragem automática foi iniciada, contando até o presente
momento com 05 eventos coletados. Esse procedimento de amostragem permite o
estabelecimento de polutogramas, bem como a estimativa das cargas médias de poluentes dos
eventos amostrados. Com isso, é possível avaliar de forma adequada a eficiência de controle
de poluição dos dispositivos de drenagem pluvial em foco. A técnica de amostragem por
tubos de PVC mostrou-se inadequada, na medida em que coleta amostras de água no início do
evento, geralmente caracterizadas por concentrações excessivamente elevadas de poluentes.
De forma a procurar aproveitar as séries amostradas pelos tubos de PVC anteriores à
instalação do amostrador automático, procurou-se estabelecer uma correlação entre os
parâmetros de qualidade de água entre ambos, corrigindo-se as concentrações obtidas com o
primeiro utilizando-se as concentrações médias obtidas com o segundo.
O primeiro procedimento para a elaboração do coeficiente foi a separação dos eventos que
apresentaram o fenômeno carga de lavagem e os que não apresentaram, por meio de análise
gráfica da curva M(V) de cada evento. Dentre as cinco chuvas amostradas automaticamente,
três mostraram a ocorrência do fenômeno. E entre os oito eventos coletados de outubro de
2008 a fevereiro de 2009, seis apresentaram hidrogramas muito semelhantes àqueles três que
indicaram a presença de carga de lavagem.
Em seguida, analisou-se a correlação da concentração de sólidos suspensos totais encontrada
no amostrador de PVC (CPVC) e a CME dos primeiros 28 minutos dos três eventos em que
ocorreu a carga de lavagem, uma vez que, neste intervalo de tempo presenciou-se a maior
parte (80%) da carga de sólidos e encontraram-se também valores semelhantes para a
correlação supracitada. Por fim, o coeficiente para CME/CPVC foi de 0,545.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
108
A criação deste coeficiente permitiu uma análise global da massa de sólidos ao longo de todo
o aparato experimental, haja vista as CME estimadas para os seis eventos coletados pelo
amostrador de PVC que indicaram uma possível ocorrência do first-flush. Portanto,
analisando conjuntamente a massa de sólidos retida à boca de lobo, a CME e o volume de
chuva escoado para dentro do experimento, realizaram-se balanços das massas de sólidos ao
longo do aparato experimental (ver tabela 5.3) para a verificação da representatividade da
amostra coletada à boca de lobo perante ao montante total de sólidos registrados em um
determinado evento chuvoso. Conforme visto na tabela 5.2, tal balanço foi possível em três
precipitações (31/10/08, 07/11/08, 08/12/08).
Os resultados desta análise evidenciaram que em média 57% dos sólidos ficaram retidos na
boca de lobo, enquanto que 43% adentraram ao experimento. Entretanto, a variação dessas
porcentagens é extremamente afetada pelas características pluviométricas do evento chuvoso,
haja vista os dados contidos no item a seguir (5.3.1).
Tabela 5-3 – Balanço de massas ao longo do aparato experimental
Evento
Massa retida a
Massa escoada no
Massa
% boca
%
boca de lobo
experimento* (Kg)
total (Kg)
de lobo
experimento
6,79
19,45
12,96
32,39
27,55
30,31
79%
29%
57%
21%
71%
43%
(Kg)
31/10/2008
07/11/2008
08/12/2008
25,60
8,10
17,35
*valor encontrado por meio da multiplicação da CME (mg/L) pelo volume de chuva escoado para dentro do
experimento
5.3
Boca de lobo
5.3.1
Análises físico-químicas dos sedimentos
Depósitos de sedimentos e outros materiais foram coletados na boca de lobo, em doze
ocasiões diferentes. Análises físicas desses depósitos permitiram que eles fossem classificados
em três categorias: sedimentos (material granular); recicláveis, composto principalmente de
papel, plástico, metal e vidro, assim como de matéria orgânica, constituída principalmente por
folhas e gravetos (ver tabela 5.4). O número de amostras analisadas é ainda pequeno para se
investigar com precisão as relações entre o peso e composição dos depósitos com a duração
dos períodos secos e as características da chuva. Contudo, parece evidente que o parâmetro
altura de precipitação é o que melhor se correlaciona com a distribuição de massa dos
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
109
sedimentos coletados, considerando-se o aumento relativamente proporcional do percentual
de material granular na composição, assim como do peso total da amostra com o aumento das
alturas de precipitação (figura 5.2). Há que se ter em conta que houve deterioração do
pavimento durante o período chuvoso amostrado, causando, ao longo do tempo, um aumento
da superfície erodível na área de contribuição.
Tabela 5-4 – Características dos depósitos na boca de lobo à entrada do sistema
Eventos
Dias
secos
antes da
chuva
Distribuição da massa
27/08/08
08/12/08
07/11/08
25/09/08
23/03/09
31/10/08
04/05/09
05/09/08
01/04/09
01/11/08
19/09/08
17/12/08
Altura
da
precipitação
(mm)
0,0
6,7
11,5
12,8
11,8
15,2
16,5
23,8
35,6
41,5
66,8
212,9
21,0
9,0
1,5
5,5
4,8
12,0
23,0
30,0
0,5
0,5
11,0
5,0
Int.
Massa Massa de Massa de
média
de
folhas de recicláveis
da
material gravetos
chuva granular
(mm/h)
(%)
(%)
(%)
0,0
53,4
41,1
5,6
5,4
96,4
2,0
1,6
2,9
95,3
2,0
2,7
3,8
82,9
16,6
0,5
1,9
87,6
2,5
9,9
30,4
97,7
1,0
1,3
2,9
92,0
4,7
3,3
11,8
84,0
13,4
2,6
3,6
96,9
2,8
0,4
20,8
91,1
1,4
7,5
6,7
89,0
10,7
0,3
4,6
99,3
0,3
0,5
Massa
total da
amostra
(kg)
12,2
18,0
8,5
28,7
15,0
26,2
53,6
74,8
51,5
2,2
75,8
98,7
100%
80%
60%
40%
20%
0%
0
6.7
11.5 12.8 13.1 15.2 16.5 23.8 35.6 41.5 66.8 212.9
Precipitação total (mm)
Mat. granular
Papel, plástico, metal
Folha, graveto
Figura 5-2 - Composição da massa total dos sedimentos coletados na boca de lobo em
função da precipitação total
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
110
Em termos de granulometria do sedimento amostrado dentro da boca de lobo, constatou-se
que a maioria das amostras apresentou a seguinte classificação do material granular: areia
grossa pedregulhosa com diâmetro médio dos grãos de aproximadamente 2,51mm (figura 5.3)
segundo as normas da Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT). Esse
comportamento verificado nesta pesquisa destoa do estudo elaborado por Dotto (2006), o qual
foi elaborado em uma via de pouco movimento na cidade de Santa Maria, localizada no
estado do Rio Grande do Sul, e que obteve um sedimento classificado como: areia média com
diâmetro médio de 0,35mm. Ressalta-se que a coleta efetuada pela autora foi por meio de
aspiração de sedimentos depositados na própria via, situação diferente desta pesquisa, em que
as coletas foram feitas diretamente dentro da boca de lobo.
C urvas G ranu lométric as
AR E IA
S IL TE
F INA
P E D R E GU LHO
m.
gross a
MÉ D IA
GR O S S A
1 00
Porcentagem que passa (%)
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0. 01
0 .1
1
10
10 0
di â me tro (mm )
Figura 5-3 - Distribuição granulométrica dos sedimentos amostrados à entrada do aparato
experimental.
O tráfego na área de drenagem do experimento é uma informação básica para a compreensão
da presença dos poluentes. A pesquisa de contagem classificada de veículos realizada pelo
órgão gestor do trânsito de Belo Horizonte (BHTRANS) realizada em 14/02/2007 (quartafeira) foi usada como base de dados. Ressalta-se que neste dia choveu durante a pesquisa.
Dessa forma, o tráfego diário em um dia útil e chuvoso na área de drenagem do experimento é
em média 18047 veículos, sendo 15426 automóveis, 772 ônibus, 328 caminhões e 1521
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
111
motos, (BHTRANS, 2007). Essa pesquisa comprova o número intenso de veículos que
trafegam pela área de contribuição do experimento, e mostra que são os carros que
predominam no fluxo diário.
Nesse sentido, análises químicas dos compostos encontrados na boca de lobo foram feitas
para se verificar a presença de hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPA), metais pesados
(cádmio, chumbo, cobre, cromo, manganês, níquel e zinco) e inorgânicos (nitrogênio total,
fósforo total). A tabela 5.5 apresenta os resultados dessas análises. Eles foram comparados
aos limites estabelecidos pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental
(CETESB, 1999), de São Paulo, para a avaliação de contaminação de solos, mostrando que
três metais, Pb, Cu e Zn, ultrapassam tais limites. No contexto amostrado, esses poluentes
estão, sobretudo, associados à circulação automotiva. A série de HPA amostrada encontra-se
dentre dos limites sugeridos pela CETESB (1999), considerando-se os compostos para os
quais há referências fornecidas. O nitrogênio total e o fósforo total apresentaram
concentrações muito elevadas, se comparadas com os valores padrões do solo natural.
Analisando simultaneamente as características climatológicas de cada evento amostrado
(tabela 5.1) e as concentrações de HPA, metais e inorgânicos correspondentes, uma forte
variação de correlação foi observada entre o período seco anterior, a intensidade média da
chuva, e as cargas de metais pesados, uma vez que quatro metais (Cd, Cu, Zn, Cr)
apresentaram coeficientes de correlação R próximos de 1 e três (Mn, Pb, Ni) se mostraram
próximos de -1 (tabela 5.6), comportamento esse, devido provavelmente ao número
extremamente reduzido de amostras, neste caso 4. Entretanto, com um número maior de
amostras, esperava-se atingir relações positivas para a maioria dos parâmetros, haja vista a
proporcionalidade do acúmulo de sedimentos na via com o aumento dos dias secos e à
proporcionalidade do carreamento dos sedimentos em um via com a intensidade da chuva.
Apesar do número de veículos da área de pesquisa (18.047) ser bem inferior àqueles
verificados por Dierkes e Geiger (1998), no caso entre 52.000 e 107.600 (ver item 3.5.3),
encontraram-se concentrações de cobre semelhantes em ambos os estudos. Os demais
poluentes se mostraram coerentes com a intensidade do tráfego local.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
112
Tabela 5-5 - resultados de análise química de sedimentos coletados na boca de lobo
Concentrações (mg/kg)
Parâmetros
Cd
Pb
Cr
Ni
Zn
Mn
Cu
HPA total (16)
Fósforo Total
Nitrogênio Total
Data
31/10/08
07/11/08
27/11/08
0,98
13,52
27,57
10,93
81,09
177,39
650,62
0,1143
424,76
588,04
0,00
25,21
17,29
4,80
118,23
259,56
11,57
0,2203
421,08
890,05
0,18
14,71
14,84
10,37
92,74
181,31
59,69
0,4509
183,89
958,4
Referência de
qualidade ou
Prevenção
07/02/09
(CETESB)
0,49
0.5
17,00
17
20,26
40
4,38
13
91,37
60
313,66 Não disponível
21,38
35
0,4845 Não disponível
238,69 Não disponível
4983,83 Não disponível
Tabela 5-6 – Coeficientes de correlação R entre dados climatológicos e sedimentos
coletados à boca de lobo (N=4)
Parâmetro
Cd
Pb
Cr
Ni
Zn
Mn
Cu
HPA total
P total
Ntotal
Período seco
anterior (dias)
0,832
-0,878
0,668
0,881
-0,882
-0,737
0,870
-0,345
0,057
-0,331
Precipitação
total (mm)
0,401
0,159
0,650
0,275
0,053
-0,405
0,719
-0,995
0,950
-0,651
Duração da
precipitação(min)
-0,818
0,952
-0,562
-0,534
0,990
0,266
-0,565
-0,147
0,331
-0,278
Intensidade
média (mm/h)
0,868
-0,485
0,915
0,613
-0,593
-0,557
0,995
-0,780
0,608
-0,419
N = número de amostras
5.3.2
Relações entre as massas de sedimentos e a chuva
Visando uma comprovação estatística das relações vistas na tabela 5.3, elaboraram-se análises
de correlação entre as variáveis pluviométricas de cada evento chuvoso registrado na
amostragem realizada à boca de lobo e as massas das três categorias de sedimentos
determinadas. A tabela 5.7 apresenta os coeficientes R destas correlações calculadas.
Os resultados mostraram que o parâmetro que melhor se correlacionou à quantidade de massa
de material granular encontrada na boca de lobo foi realmente a precipitação total, fato esse,
que corrobora os dados ilustrados na tabela 5.4. Entretanto, para as outras duas categorias de
sedimentos: recicláveis, e folhas e gravetos, o período seco anterior foi a variável que mais
113
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
influenciou, segundo os dados obtidos nesta pesquisa, a presença desses sedimentos dentro da
boca de lobo.
Na análise de correlação, destaca-se o parâmetro intensidade média, que apresentou
correlação negativa em todos os casos. Esse comportamento atípico pode ser explicado talvez
pelo reduzido número de amostras até o presente momento, visto que se esperavam
correlações positivas entre a intensidade média da chuva e as massas de sedimentos, conforme
já mencionado no item 5.3.1.
Em relação à variável precipitação total, registraram-se correlações fracas e negativas para os
recicláveis e para folhas e gravetos, situação essa, compreendida em virtude da maior
variabilidade das amostragens destas duas categorias, se comparadas à massa de material
granular. Essa variabilidade ocorre em função das fontes de recicláveis (lixo descartado por
pedestres e passageiros) e de folhas e gravetos (árvores) serem reduzidas, além de sua maior
inconstância, se comparada à fonte de material granular (erosão do pavimento). Portanto,
mesmo que chova bastante as porcentagens de recicláveis e de folhas e gravetos se manterão
em um patamar bem semelhante àquele de uma baixa precipitação.
Tabela 5-7 - coeficientes R das correlações entre as características climatológicas e as
massas das três categorias de sedimentos encontradas na boca de lobo. (N = 12)
Precipitação total
(mm)
Período seco anterior
(dias)
Intensidade média
(mm/h)
Material Granular (g)
0,759
0,228
-0,112
Recicláveis (g)
-0,158
0,731
-0,159
Folhas e gravetos (g)
-0,118
0,678
-0,139
N = número de amostras
Diversas regressões lineares múltiplas foram executadas de forma a contribuir para o primeiro
passo da construção de futuras equações que estimem a quantidade de massa de uma
respectiva categoria de sedimento com possibilidade de ser encontrada em depósitos em bocas
de lobo. Os resultados são ainda muito inconsistentes em termos estatísticos, em virtude do
reduzido número de precipitações analisadas, no caso 12. Por exemplo, quatro eventos
apresentaram boas estimativas para a massa de material granular (figura 5.4), pois os valores
estimados tiveram um desvio menor que 10% do valor real (figura 5.5), enquanto que os
outros 8 eventos mostraram discrepâncias variadas. Em relação às estimativas das massas de
recicláveis e de folhas e gravetos, essas se mostraram bastante inconsistentes, uma vez que 9
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
114
eventos dentre as 12 amostras apresentaram um desvio maior ou igual a 60% entre os valores
estimados e reais (ver anexo D), resultado esse, ocorrido em virtude da variabilidade do
fenômeno, conforme mencionado no parágrafo anterior.
Para este estudo, percebeu-se que a utilização do parâmetro intensidade média da chuva não
agregou valor às estimativas, em virtude do desvio relativo apresentado (vide figura 5.5). Esse
fato se explica pela baixa correlação entre tal parâmetro e as massas de sedimentos, conforme
visto na tabela 5.7.
Em suma, esses resultados indicaram que se deve permanecer somente com os estudos das
estimativas de material granular e que se tem uma boa perspectiva de ao final do projeto
SWITCH se encontrar uma equação que correlacione de forma satisfatória o cálculo da
quantidade de material granular dentro de uma boca de lobo por meio de dados
pluviométricos e para uma área de características semelhantes à área de estudo.
Deve-se levar em consideração que até o presente momento, somente um tipo de área de
drenagem foi analisado. Portanto, fazem-se necessários outros estudos que englobem áreas
com tamanho e talvez tráfegos diferentes, para a validação da equação supracitada.
Lembrando que o tipo de superfície, neste contexto asfalto, seria considerado uma constante,
uma vez que essa forma de recobrimento ocupa a quase totalidade das vias urbanas.
A figura 5.4 ilustra a correlação entre as massas observadas (Mobs) e as estimativas dessas
massas por meio de regressões lineares múltiplas a partir dos seguintes parâmetros:
precipitação total (Ptot), dias secos anteriores (DS) e intensidade média da chuva (Imed). A
figura 5.5 ilustra os desvios relativos em termos de porcentagem entre as massas estimadas e
os valores observados. O acréscimo de cada uma das variáveis independentes à regressão
linear múltipla se fez em função do grau de correlação delas com a massa observada, ou seja,
a primeira regressão utilizou somente Ptot, pois esse foi aquele que apresentou o maior
coeficiente R, e por assim em diante.
Devido às questões de escala e leitura, os gráficos de desvios relativos foram ilustrados entre
0 e 100%. Entretanto, houve casos que eles se mostraram superiores a 100%.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
115
140000
Massa estimada (g)
120000
100000
80000
60000
40000
20000
0
0
20000
40000
60000
80000 100000 120000 140000
Massa observada (g)
M_Ptot
M_Ptot_DS
M_Ptot_DS_Imed
Figura 5-4 – Correlação entre as massas de material granular observadas e as massas
estimadas por meio de regressões lineares múltiplas em função das variáveis
climatológicas.
100
90
Desvios relativos (%)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Eventos
M_Ptot
M_Ptot_DS
M_Ptot_DS_Imed
Figura 5-5 - Desvios relativos entre a massa de material granular observada e a massa
estimada pela regressão linear múltipla com 1,2 e 3 parâmetros.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
116
Para as figuras anteriores, 5.4 e 5.5, as legendas foram representadas da seguinte maneira:
(i) M_Ptot = massa de material granular estimada por meio de regressão linear da variável:
precipitação total;
(ii) M_Ptot_DS = massa de material granular estimada por meio de regressão linear múltipla
das variáveis: precipitação total e período seco anterior;
(iii) M_Ptot_DS_Imed = massa de material granular estimada por meio de regressão linear
múltipla das variáveis: precipitação total, período seco anterior e intensidade média da chuva.
5.4
Caracterização do escoamento
5.4.1
Análises estatísticas quali-quantitativas
Após o início da utilização do amostrador automático, pôde-se caracterizar a relação das
cargas de poluentes ao longo de um evento de forma mais precisa, por meio das
concentrações médias do evento (CME). Cinco eventos no total foram coletados (ver tabela
5.2).
A escolha dos parâmetros analisados nesta pesquisa foi baseada na principal fonte de
poluentes na área de estudo, ou seja, a circulação de automóveis. Portanto, os seguintes
indicadores foram analisados: DBO 5 , DQO, E.coli, Coliformes totais, metais (Cr, Cd, Pb, Zn,
Ni, Mn, Cu), nitrogênio total e fósforo total, A tabela 5.8 mostra as CME’s desses indicadores
conforme o evento chuvoso.
Dentre os resultados, destaca-se o elevado índice de sólidos suspensos totais que em média se
apresentou bem superior ao de outros estudos referentes ao escoamento superficial urbano
com características semelhantes a esta pesquisa, comportamento esse encontrado em virtude
do constante desgaste do pavimento da área de drenagem (figura 5.6). Em conseqüência do
tráfego intenso de veículos na via e dessas altas concentrações de sólidos, os índices
referentes aos metais pesados se apresentaram de maneira geral superiores àqueles registrados
pela literatura técnica (tabela 5.8), uma vez que a relação entre as concentrações de SST e as
de metais é extremamente alta e que a principal fonte de metais pesados é o desgaste de peças
metálicas e de pneus dos automóveis.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
117
Figura 5-6 - Desgaste do pavimento asfáltico que recobre a área de drenagem. Detalhe
para a proximidade do buraco em relação à entrada do sistema (boca de lobo).
Para os poluentes bacteriológicos, E.coli e coliformes totais, as concentrações se mostraram
próximos a valores encontrados na literatura, como por exemplo, os valores sugeridos por
Bertrand-Krajewski (2006) contidos na tabela 5.8. Entretanto, para uma via onde o tráfego de
animais domésticos é baixo, esses indicadores apresentaram concentrações significativas, uma
vez que estão próximos dos valores de esgoto bruto de Belo Horizonte, 10 6 a
10 9 NMP/100mL para coliformes totais e 10 5 a 10 8 NMP/100mL para E.coli (VON
SPERLING, 1996). A proximidade de uma cavalaria da polícia militar ao experimento, e por
conseqüência uma pequena presença de esterco de cavalo na via, podem talvez explicar essa
contaminação.
Em relação ao nitrogênio total e ao fósforo total, esses não obtiveram concentrações
superiores ao limite de detecção usado (0,59 mg/L e 0,20 mg/L respectivamente). A
“ausência” destes elementos está relacionada à pouca presença de matéria orgânica no
escoamento, visto os baixos teores de matéria orgânica presentes nos sólidos suspensos
voláteis (10%). Esse fato explica também os baixos valores amostrados para DBO 5 .
Entretanto, a ordem de grandeza desse último parâmetro e de DQO está condizente com o
levantamento do estado da arte realizado por Vivacqua (2005) em relação ao escoamento
superficial urbano de origem viária (tabela 5.8).
A princípio, analisando as concentrações encontradas em cada evento, nota-se que eventos
com maiores e com menores cargas de poluição foram, respectivamente, os de 06/04/09 e
28/06/09. Contudo, se essa análise é feita em conjunto com as características desses eventos,
percebe-se uma correlação negativa entre período seco anterior, intensidade e precipitação
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
118
total com as cargas dos poluentes, fato esse, inverso ao que se esperava encontrar. Entretanto,
uma informação importante não está explícita entre os dados apresentados, a qual se refere à
reforma do pavimento da área de drenagem realizada em meados de maio de 2009. O impacto
desta ação é refletido nas concentrações de SST registradas no mês de junho. Portanto, notase como o estado da área de drenagem influencia bastante as cargas de poluentes do
escoamento urbano e como uma análise puramente matemática entre as características
climatológicas e as concentrações de poluentes pode levar a conclusões incorretas.
Tabela 5-8 - CME de todos os parâmetros analisados no escoamento superficial referente
aos eventos registrados pelo amostrador automático
Parâmetro
DQO (mgO2/L)
DBO 5
30/03/09
06/04/09
01/05/09
06/06/09
28/06/09
Média
287
619
485
662
114
434
Literatura
técnica
340*
64
-
72
34
49
65*
1,04E+6
-
8,04E+6
4,20E+4
2,30E+6
1,27E+6
-
1,93E+7
1,44E+7
8,80E+6
1977
239
<0,002
0,081
0,075
0,377
0,019
0,015
0,379
1610
201
<0,002
0,060
0,112
0,325
0,018
0,035
0,506
548
111
<0,002
0,018
0,065
0,245
0,006
0,008
0,424
349
60
-
1213
160
<0,002
0,058
0,088
0,374
0,017
0,024
0,427
24
(mgO2/L)
E.coli
3,65E+4
(NMP/100ml)
Coliformes totais
1,85E+5
(NMP/100ml)
SST (mg/L)
1572
SSV(mg/L)
189
Cd total (mg/L)
0,005
Cr total (mg/L)
0,074
Cu total (mg/L)
0,099
Mn total (mg/L)
0,550
Ni total (mg/L)
0,024
Pb total (mg/L)
0,038
Zn total (mg/L)
0,401
1,0E+3 a
1,0E+6**
1,0E+4 a
1,0E+7**
594*
30*
0,0011*
0,060*
0,004***
0,080*
0,320*
*Vivacqua (2005); **Bertrand-Krajewski (2006); *** Daligaut et al (1998)
A figura 5.7 ilustra as dispersões das amostragens efetuadas com o amostrador automático por
meio dos gráficos box & whisker das medidas de tendência central, de variação e de
posicionamento (mediana, máximos, mínimos e quartis). O parâmetro que apresentou maior
dispersão foram os sólidos suspensos totais, e o de menor dispersão foi a DBO 5 . As
deteriorações e as recuperações paliativas ao longo de todo o período de monitoramento do
experimento no pavimento que recobre a área de drenagem e a baixa carga de matéria
orgânica freqüentemente encontrada na via são os responsáveis respectivamente por estes
comportamentos. Salienta-se, que os resultados mostraram uma tendência para todos os
parâmetros, à exceção do manganês, de concentração de suas medianas próximas ao primeiro
quartil, ou seja, 25% da amostragem.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
119
Todas as medidas de tendência central, de variação e de posicionamento das amostras
coletadas pelo aparelho ISCO 3700 estão apresentadas no anexo E.
Figura 5-7 – Representação gráfica da dispersão das amostras coletadas pelo amostrador
ISCO 3700
5.4.2
Polutogramas
Uma maneira interessante de analisar o comportamento dos poluentes ao longo de um evento
chuvoso é por meio dos polutogramas. Dessa forma, escolheram-se as precipitações mais
representativas dentre aquelas mencionadas anteriormente na tabela 5.5. O restante dos
polutogramas encontra-se no anexo F. Portanto, os seguintes eventos serão apresentados:
30/03/09 e 06/04/09.
A precipitação de 30/03/2009, que apresentou um total de 5,9mm em 30 minutos, ilustra
claramente um comportamento típico da maioria dos escoamentos superficiais analisados, a
ocorrência do fenômeno denominado carga de lavagem, o qual apresenta um volume inicial
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
120
de poluente bastante superior ao restante do evento. O polutograma de sólidos suspensos
ilustra bem essa idéia (figura 5.8). Para este caso, o pico do hidrograma corresponde
praticamente ao pico do polutograma, com um atraso de 8 minutos somente, que é um valor
próximo do tempo de concentração da área de drenagem, ressaltando-se que 50% do fluxo de
sólidos entraram nos primeiros 12 minutos. Os parâmetros DBO e DQO também
apresentaram a mesma característica que os SST, evidenciando assim, que a pequena carga de
matéria orgânica contida na área de drenagem é também rapidamente evacuada no início do
evento chuvoso.
A evolução da condutividade e da turbidez ao longo do escoamento mostra que tais
parâmetros apresentaram uma proporcionalidade inversa com o fluxo, um padrão típico de
diluição com as chuvas (figura 5.8). Entretanto, os coliformes totais e E.coli se mostraram
relativamente constantes ao longo do tempo.
Após a análise da evolução das concentrações dos metais pesados ao longo do evento de
30/03/2009 (figura 5.8), nota-se um aumento razoável para Pb, Ni, Cr, e Cu (em torno de
10%) de suas concentrações ao final do escoamento e um aumento elevado para Zn e Mn (em
torno de 100%), comportamento esse, explicado pela forte adsorção dos metais pesados às
partículas finas, que por sua vez predominam ao final do escoamento superficial e pela maior
mobilidade do Zn e Mn.
Por fim, ressalta-se o nível surpreendentemente elevado de sólidos (1400 mg/L), mesmo ao
final do evento. A principal fonte destes sólidos é a abrasão seguida da erosão do asfalto da
via mostrando cada vez mais pontos de ruptura no pavimento ao final da estação chuvosa.
A precipitação de 06/04/2009, que apresentou um total de 4,1mm em 120 minutos, ilustra
claramente um comportamento atípico da maioria dos escoamentos superficiais analisados, a
não ocorrência do fenômeno denominado carga de lavagem, ou seja, uma diluição dos
poluentes mais distribuída ao longo do escoamento gerado (figura 5.9).
Para este evento destaca-se, em relação à condutividade e à turbidez, a manutenção da
proporcionalidade inversa com o fluxo de água, mostrando assim, que mesmo em chuvas com
comportamentos diferentes, esses parâmetros não apresentaram variações bruscas entre as
duas precipitações. Mais uma vez os parâmetros bacteriológicos evidenciaram uma pequena
variação de suas concentrações ao longo da amostragem (figura 5.9). Contudo, essa
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
121
constância deve ser relativizada em função da enorme ordem de grandeza dos valores em
questão. Os demais poluentes oscilaram de maneira aleatória.
Em suma, percebe-se que a grande diferença entre os eventos de 30/03/09 e 06/04/09 foi a
distribuição da precipitação, a qual apresentou uma curta duração para a primeira chuva e uma
longa para a segunda. Para o evento de 06/04/09, nota-se uma incoerência entre o hietograma
e o hidrograma, uma vez que este último decresce no início do evento ao mesmo tempo que a
precipitação aumenta. Esse comportamento pode ser explicado por uma obstrução
momentânea do orifício de saída da boca de lobo ocasionada por algum objeto estranho, ou
por uma decréscimo rápido da intensidade da chuva que não tenha sido registrado pelo
pluviógrafo, o qual possui intervalo de tempo igual a 15 minutos. Deve ser observado que o
tempo de resposta da área de drenagem é muito curto, em torno de 5 a 8 minutos.
Ressalta-se que a diferença entre os hidrogramas usados conjuntamente com os polutogramas
e aqueles conjugados com os hietogramas é resultado dos diferentes passos de tempo
utilizados, no primeiro caso, o passo de tempo adotado foi de 4 minutos e no segundo caso de
1 minuto. Portanto, a vazão de pico ligada aos hietogramas é ligeiramente maior que àquela
ligada aos polutogramas, uma vez que o seu intervalo de tempo foi menor, resultando assim,
em um maior detalhamento do hidrograma.
Por fim, apesar do número extremamente reduzido de amostras, nota-se a predominância de
precipitações de curta duração e intensidades maiores no início do evento para o período de
monitoramento desta pesquisa, ou seja, 2008/2009.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
122
45
SST
40
4000
SSV
35
3500
Vazão
30
vazão
4
25
20
5
15
6
SST, SSV (mg/L)
chuva
Vazão (L/s)
2
3
10
7
8
10
1500
1000
0
0
30/03/09
5
0
20
40
60
Tempo (min)
3500
30
Turbidez
3000
25
25
160
Vazão
20
100
15
Condutividade
Vazão
80
10
60
40
Vazão (L/s)
120
Turbidez (NTU)
2500
140
20
2000
15
1500
10
1000
5
500
0
0
5
20
20
40
700
30
600
DQO
DBO
Vazão
500
25
20
400
15
300
10
200
5
100
0
0
0
20
20
40
60
3.5E+05
30
Vazão
E.coli
3.0E+05
25
Coliformes totais
2.5E+05
20
2.0E+05
15
1.5E+05
10
1.0E+05
5
5.0E+04
0.0E+00
0
0
40
20
60
Evento
dia 30/03/2009
Tempo (min)
1.60
0
0
60
E.coli, Coliformes totais (NMP/100ml)
0
40
60
30
1.40
25
1.20
20
1.00
0.80
15
0.60
Vazão (L/s)
Metais pesados (mg/L)
Vazão (L/s)
0
Vazão (L/s)
Condutividade (uS/cm)
15
2000
500
180
20
2500
5
30
25
3000
0
200
DBO, DQO (mgO2/L)
30
4500
Vazão (L/s)
1
Precipitação (mm)
5000
50
Vazão (L/s)
0
10
0.40
5
0.20
0.00
0
0
10
Cd
Cr
20
Cu
30
Mn Tempo Ni
(min)
40
Pb
50
Zn
60
Vazão
Figura 5-8 – Polutogramas de 30/03/2009
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
123
0
3000
9
14
7
Vazão
8
3
6
4
4
5
SST, SSV (mg/L)
10
2
6
SST
SSV
Vazão
2000
5
1500
4
1000
3
2
500
1
0
30
40
50
60
70
80
90
0
100
0
0
500
450
400
Condutividade
350
Vazão
9
3500
8
3000
20
40
60
80
100
9
8
7
7
5
250
4
200
3
150
100
2
50
1
0
0
Vazão (L/s)
300
Turbidez (NTU)
2500
6
6
2000
5
1500
4
3
1000
2
Turbidez
500
1
Vazão
0
20
40
60
Tempo (min)
1400
80
0
0
100
0
7
20
40
60
3.0E+06
5
800
4
600
3
400
2
200
1
0
0
Metais pesados (mg/L)
0
Tempo (min)
50
E.coli, Coliformes totais (NMP/100ml)
Vazão
1000
Vazão (L/s)
DQO, DBO (mg O2/L)
6
DBO
80
100
7
Vazão
E.coli
DQO
1200
Vazão (L/s)
20
6
Coliformes totais
2.5E+06
5
2.0E+06
4
1.5E+06
3
1.0E+06
Vazão (L/s)
10
2
5.0E+05
1
0
0.0E+00
100
0
20
40
60
80
100
1.40
7
1.20
6
1.00
5
0.80
4
0.60
3
0.40
2
0.20
1
0.00
Vazão (L/s)
0
Condutividade (uS/cm)
6
Vazão (L/s)
Chuva
2
8
2500
12
Vazão (L/s)
Precipitação (mm)
1
0
0
10
20
30
Cd
Cr
40
Cu
50
Tempo
(min)
Mn
Ni
60
70
Pb
Zn
80
90
100
Vazão
Figura 5-9 - Polutogramas de 06/04/2009
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
124
5.4.3
Ocorrência da carga de lavagem ou first-flush
Visando a verificação do fenômeno carga de lavagem sobre os eventos amostrados, seguiu-se
a metodologia das curvas M(V) detalhadas por Bertrand-Krajewski et al. (1998). Ressalta-se
que esse procedimento é bastante difundido no meio acadêmico (GNECCO et al., 2005).
Em geral, os parâmetros sólidos suspensos totais (SST), DBO 5 e DQO apresentaram um
comportamento semelhante (figuras 5.10). Eles indicaram a ocorrência da carga de lavagem
para todos os eventos amostrados registrados nesta pesquisa, à exceção da precipitação de
06/04/09, fato esse, explicado pela longa duração e baixa intensidade desta chuva (ver figuras
5.8 e 5.9), o que vai de encontro à hipótese proposta por Urbonas e Stahre (1993), a qual
presume que o fenômeno chamado carga de lavagem depende da intensidade e duração da
chuva.
Em relação aos parâmetros bacteriológicos, E.coli e coliformes totais, percebeu-se que eles
não indicaram a existência do first-flush, uma vez que as suas curvas M(V) permaneceram
muito próximos da bissetriz, exceto a precipitação de 06/04/09 (figura 5.10).
Todos os metais analisados (Mn, Cd, Ni, Cr, Cu, Zn e Pb) mostraram o mesmo
comportamento, ou seja, evidenciaram a ocorrência do first-flush em todos os eventos. A
figura 5.10 apresenta a curva M(V) do Zn que é o metal de maior mobilidade dentre os sete.
Portanto, ele foi o escolhido para representar a tendência dos metais neste caso.
Em resumo, baseado nos dados coletados nesta pesquisa, nota-se que para uma análise mais
aprofundada sobre a carga de lavagem, o melhor parâmetro para se utilizar é o SST, haja vista
as variações de suas curvas M(V), além da maior facilidade e confiabilidade dos resultados de
suas análises laboratoriais, assim como foi verificado por Budai e Buzas (2007).
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
125
1.00
DQO (Macum/Mtotal)
SST (Macum/Mtotal)
1.00
0.80
0.60
0.40
0.20
0.00
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
0.80
0.60
0.40
0.20
0.00
0.00
1.00
0.20
1.00
1,00
0.80
0,80
Zn (Macum/Mtotal)
Bacteriológicos
(Macum/Mtotal)
SST(Vacum/Vtotal)
0.60
0.40
0.20
0.00
0.00
0.40
0.60
DQO(Vacum/Vtotal)
0.80
1.00
0,80
1,00
0,60
0,40
0,20
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
0,00
0,00
0,20
Bacteriológicos (Vacum/Vtotal)
0,40
0,60
Zn (Vacum/Vtotal)
1,00
DBO5 (Macum/Mtotal)
0,80
0,60
0,40
0,20
0,00
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
DBO5 (Vacum/Vtotal)
30/3/2009
6/4/2009
6/6/2009
bissetriz
28/06/2009
Figura 5-10 – Curvas M(V)
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
126
5.4.4
Correlações entre SST e metais pesados
Diversas referências bibliográficas (e.g: BERTRAND-KRAJEWSKI, 2006; VIEIRA, 2008),
citam a forte ligação entre SST e metais pesados, em função do processo de adsorção que
ocorre devido ao aporte de sedimentos no escoamento superficial de origem pluvial. De forma
a comprovar esta correlação, calcularam-se os coeficientes de correlação R entre os metais e
os SST verificados nesta pesquisa por meio do amostrador automático ISCO 3700.
Os resultados dessa análise estatística estão apresentados na tabela 5.9. Ressalta-se que quanto
mais próximo de 1 ou –1 o coeficiente R estiver melhor é a correlação entre as variáveis, e de
acordo com Bertrand-Krajewski (2006), R passa a ser significante a partir de 0,70 ou –0,70.
Portanto, segundo os valores de R calculados, o único metal que não demonstrou uma
correlação significante com os SST foi o cromo. Esse comportamento se deve provavelmente
à maior dificuldade do cromo em ser adsorvido pelas partículas de sólidos ao se comparar
com os outros metais analisados.
Tabela 5-9 - Coeficientes de correlação R entre metais e SST referentes aos eventos
registrados pelo amostrador automático ISCO 3700.
SST
5.4.5
Cr
0,50
Cu
0,77
Mn
0,77
Ni
0,80
Pb
0,81
Zn
0,72
SST
1,00
Relações entre as concentrações de sólidos e a chuva
Diversas análises dos coeficientes de correlação R foram realizadas nos dados pluviométricos
registrados nesta pesquisa, de forma a compreender a correlação entre os parâmetros
climatológicos de um determinado evento chuvoso e o comportamento das concentrações de
sólidos suspensos totais (SST) resultantes. Lembrando que, em virtude do tipo de amostragem
realizada entre outubro de 2008 e março de 2009, o coeficiente CME/CPVC seria somente
coerente se fossem agrupados eventos semelhantes. Utilizaram-se, portanto, os eventos que
evidenciaram o first-flush, uma vez que tal fenômeno foi a característica predominante das
precipitações registradas nesta pesquisa. A tabela 5.10 apresenta as diversas precipitações
amostradas e suas respectivas concentrações de SST.
Ressalta-se, que todos os escoamentos amostrados nesta pesquisa foram gerados por meio de
precipitações com tempo de retorno (TR) menores que 01 ano, fato esse relevante para o
estudo em questão, tendo em vista que são os eventos chuvosos de maior probabilidade de
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127
ocorrência que geram as cargas poluidoras freqüentemente atreladas à poluição difusa de
origem pluvial.
Tabela 5-10 - Características pluviométricas e suas respectivas concentrações de SST
Período
Duração da
Int.
Int.
SST
SST
Precipitação
seco
data
precipitação
média 15min
max** med.***
total (mm)
anterior
(min)
(mm/h) (mm/h) (mg/L)
(mg/L)
(dias)
31/10/08
15,2
30
12
30,4
16,4
1596
870
07/11/08
11,5
240
1,5
2,9
6,0
616
336
08/12/08
6,7
75
9
5,4
14,0
1660
905
22/12/08
0,9
30
3
1,8
3,2
1452
791
01/02/09
2,3
15
4
9,2
8,8
1451
791
13/02/09
40
360
0,5
6,7
38,8
1763
961
01/05/09
12,1
90
23
8,1
12,8
3104
1610
06/06/09
0,9
20
25
2,7
2,4
1425
548
28/06/09
16,3
90
22
10,9
42,0
2103
349
*Intensidade referente aos primeiros 15 minutos do evento, intervalo que corresponde ao passo de tempo do pluviômetro do
CDTN.
**valores registrados no amostrador de PVC.
*** utilização do coeficiente CME/CPVC para os eventos anteriores à 30/03/09 (ver item 5.2)
A tabela 5.11 apresenta os valores dos coeficientes R mencionados no parágrafo anterior.
Dentre os seus resultados, destaca-se a correlação entre a concentração máxima de SST e o
período seco anterior ao evento, mostrando que o número de dias secos foi a variável
independente que melhor se relacionou com o pico do polutograma de SST. Ressalta-se
também a correlação entre a intensidade inicial da chuva e a carga máxima de SST, que se
apresentou como o segundo melhor valor, evidenciando uma coerência entre os dados
pluviométricos e as análises de sólidos, uma vez que, em virtude da utilização de eventos com
first-flush, a lógica era que a intensidade inicial se correlacionaria melhor com a concentração
máxima de SST que os outros dados da chuva.
Para as concentrações médias de SST, os valores de R encontrados foram desprezíveis, o que
provavelmente se explica pela utilização de eventos com amostragens distintas. Aqueles entre
31/10/08 e 13/02/09 utilizaram somente o amostrador de PVC, enquanto que os de 30/03/09 a
28/06/09 usaram tanto o amostrador de PVC quanto o ISCO 3700. Desta forma, fez-se
necessário a utilização de um coeficiente CME/CPVC (ver item 5.2) para ajustar e agrupar
todos os eventos, e como são ainda poucas as precipitações registradas, a consistência
estatística deste coeficiente é ínfima, fato esse, que colaborou para as baixas correlações
verificadas para as concentrações médias de SST.
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128
Deve ser observado que, até o presente momento, o número de eventos registrados pelo
amostrador automático é pequeno, no caso 5. Por isso, faz-se necessário a utilização dos
eventos amostrados somente pelo amostrador de PVC, no caso 6.
Tabela 5-11 - Coeficientes de correlação R entre as concentrações máximas e médias de
SST dos eventos e os dados climatológicos (N=9)
Precipitação
total (mm)
Período seco Duração da
Int. média
anterior
precipitação
(mm/h)
(dias)
(min)
Int.
15min
(mm/h)
SSTmax
(mg/L)
0,19
0,58
-0,14
0,18
0,35
SSTmed
(mg/L)
0,15
0,04
-0,01
0,08
-0,06
N = número de amostras
Visando a construção de uma equação que possa estimar as concentrações máximas e/ou
médias de SST a partir dos dados de uma determinada precipitação, elaboraram-se diversas
regressões lineares múltiplas entre as variáveis climatológicas de cada evento chuvoso
registrado na amostragem realizada à caixa de passagem e as concentrações de SST. Devido
aos valores dos coeficientes R apresentados na tabela 5.11, somente as concentrações
máximas foram analisadas.
Os resultados dessas regressões indicaram primeiramente, a enorme dificuldade de se estimar
a concentração máxima de SST por meio dos cincos parâmetros climatológicos citados
anteriormente na tabela 5.11, haja vista os altos desvios relativos, em média 42,5%,
encontrados entre os valores observados e as estimativas (figura 5.12). Notaram-se também,
que o uso das variáveis duração e intensidade média não acrescentou muito valor às
estimativas, situação essa, aguardada em função das baixas correlações entre essas variáveis e
as concentrações de SST. Entretanto, mesmo o parâmetro precipitação total tendo apresentado
uma correlação baixa, R = 0.19, o acréscimo dessa variável à regressão linear melhorou
sensivelmente as estimativas (figura 5.11), reduzindo assim, os desvios relativos observados
na figura 5.12.
Em resumo, deve ser observado que, por enquanto, os resultados desta pesquisa se basearam
em um número muito reduzido de amostras, no caso 9, considerando assim, muito precipitada
uma conclusão aprofundada a respeito de estimativas da carga de SST por meio de dados
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129
climatológicos, por este fato não foram apresentadas nesta pesquisa as equações resultantes
das estimativas.
A figura 5.11 ilustra as correlações entre as concentrações observadas (C_Obs) e as
estimativas dessas concentrações por meio de regressões lineares múltiplas a partir dos
seguintes parâmetros: precipitação total (Ptot), dias secos anteriores (DS) e intensidade média
da chuva (Imed), intensidade dos primeiros 15 minutos da chuva (I15) e a duração (Dur). A
figura 5.12 ilustra os desvios relativos em termos de porcentagem entre as concentrações
estimadas e os valores observados. O acréscimo de cada uma das variáveis independentes à
regressão linear múltipla se fez em função do grau de correlação delas com a massa
observada, ou seja, a primeira regressão utilizou somente DS, pois esse foi aquele que
apresentou o maior coeficiente R, a segunda agregou a variável I15 e DS, e por assim em
diante.
Para as figuras a seguir, 5.11 e 5.12, as legendas foram representadas da seguinte maneira:
(i) C_DS = concentração máxima de SST estimada por meio de regressão linear da variável:
dias secos anteriores;
(ii) C_DS_I15 = concentração máxima de SST estimada por meio de regressão linear múltipla
das variáveis: dias secos anteriores e intensidade média dos primeiros 15 minutos da chuva;
(iii) C_DS_I15_Ptot = concentração máxima de SST estimada por meio de regressão linear
múltipla das variáveis: dias secos anteriores, intensidade média dos primeiros 15 minutos da
chuva e precipitação total;
(iv) C_DS_I15_Ptot_Imed = concentração máxima de SST estimada por meio de regressão
linear múltipla das variáveis: dias secos anteriores, intensidade média dos primeiros 15
minutos da chuva, precipitação total e intensidade média da chuva;
(v) C_DS_I15_Ptot_Imed_D = concentração máxima de SST estimada por meio de regressão
linear múltipla das variáveis: dias secos anteriores, intensidade média dos primeiros 15
minutos da chuva, precipitação total, intensidade média da chuva e duração da chuva.
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130
4000
Concentrações estimadas (mg/L)
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
Concentrações observadas (mg/L)
C_DS
C_DS_I15
C_DS_I15_Ptot
C_DS_I15_Ptot_Imed
C_DS_I15_Ptot_Imed_D
Figura 5-11 – Correlação entre as concentrações observadas e as concentrações
estimadas por meio de regressões lineares múltiplas a partir de variáveis climatológicas.
100.0
90.0
Desvio relativo (%)
80.0
70.0
60.0
50.0
40.0
30.0
20.0
10.0
0.0
1
2
3
4
5
Eventos
6
7
C_DS
C_DS_I15
C_DS_I15_Ptot
C_DS_I15_Ptot_Imed
8
9
C_DS_I15_Ptot_Imed_D
Figura 5-12 – Desvios relativos entre a concentração máxima de SST observada e a
concentração estimada pela regressão linear múltipla com 1, 2, 3, 4 e 5 parâmetros.
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131
5.5
Vala de detenção
5.5.1
Remoção de sólidos suspensos
Amostras compostas de água proveniente dos escoamentos monitorados foram coletadas à
saída da vala de detenção a partir de outubro de 2008 (tabela 5.10). As análises de qualidade
de água obtidas pelo amostrador por tubos de PVC e pelo amostrador automático, a partir de
março de 2009, à entrada da vala, foram associadas às amostras compostas à saída, de forma a
avaliar seu desempenho em termos de abatimento das cargas poluentes afluentes.
Analisando os resultados das precipitações registradas pelo amostrador de PVC, nota-se que a
eficiência inicial da vala de detenção apresenta um comportamento bem padronizado para
remoção de sólidos, com um desvio padrão razoavelmente baixo (ver figura 5.13), variando
entre 58% a 81% de remoção de SST. Percebe-se que as características da precipitação não
influem muito nesta eficiência. O fato do amostrador de PVC ser capaz de amostrar apenas os
primeiros 4 minutos do evento, aproximadamente, associado à ocorrência freqüente de cargas
de lavagem introduz um viés significativo sobre a análise de desempenho da vala de detenção
em termos de eficiência de remoção de poluentes, evidenciando os limites dessa técnica de
amostragem.
Entretanto, verificando os valores de remoção de sólidos corrigidos pelo coeficiente
CME/CPVC (ver item 4.5.3) conjuntamente com aqueles observados para as precipitações
coletadas automaticamente, nota-se que a eficiência da vala começa a entrar em consonância
com os dados pluviométricos e com o tempo de detenção averiguado, pois as chuvas mais
intensas (31/10/08 e 01/02/09) apresentaram maior eficiência, enquanto àquelas de grande
duração tiveram comportamento inverso (tabela 5.12). Ressalta-se que esta correção encontrase ainda em um nível bastante grosseiro, haja vista o alto desvio padrão da eficiência corrigida
se comparado à eficiência inicial (figura 5.13).
Os resultados da tabela 5.12 indicaram também que a produção de sedimentos da área de
contribuição aumentou até meados de maio de 2009, conforme já mencionado, uma vez que
durante o período coberto pelo monitoramento da vala de detenção o pavimento da via sofreu
processo de forte abrasão, resultando em pontos de ruptura e levando a processos de erosão da
base e da sub-base da via. Entretanto, em junho de 2009 as concentrações de SST caíram
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132
bruscamente, em torno de 200%. Esse fato deveu-se aos trabalhos mais eficazes de
recuperação da área de drenagem, ou seja, o pavimento.
Em termos de eficiência, ambas as análises estão em consonância com a literatura técnica. A
título de exemplo, Crabtree et al.(2005) encontraram remoções de 43% para as concentrações
de sólidos suspensos a jusante de tanques de sedimentação. Ainda que se deva ressaltar que o
dimensionamento da vala de detenção teve como critérios adotados em projeto que
privilegiaram, sobretudo, metas de amortecimento de cheias e não propriamente objetivos de
controle de poluição.
Vale destacar que, a vala sempre produzirá um efeito de detenção. Entretanto, se o evento for
de baixa intensidade e vazões reduzidas, a detenção relativa será menor, tendo em vista o
projeto para o evento de TR = 10 anos. As precipitações amostradas automaticamente
ilustram claramente essa afirmação (ver tabela 5.12).
Neste estudo o tempo de detenção foi calculado a partir dos registros efetuados pelo sensor
piezoresistivo dos níveis de água internos à vala. O tempo de detenção foi definido como
aquele para o qual o NA dentro da vala afoga o orifício à saída.
Tabela 5-12 – Remoção de sólidos suspensos totais pela vala de detenção
Precipitação
Qualidade da água
Parâmetros da vala
Período
Tempo
SST SST* SST Eficiência Eficiência
seco
Duração altura
de
ent.
entr. saída
inicial
corrigida*
anterior
detenção
(dia)
(min)
(mm) (mg/l) (mg/l) (mg/l)
(min)
31/10/08
12
30
15,2
1596 870
308
81%
65%
55
7/11/08
1,5
240
11,5
616
336
256
58%
24%
200
8/12/08
9,0
75
6,7
1660 905
702
58%
22%
98
22/12/08
3,0
30
0,9
1452 791
529
64%
33%
54
01/02/09
4,0
15
2,3
1451 791
183
87%
77%
62
13/02/09
0,5
360
40,0
1763 961
766
57%
20%
345
06/04/09**
5
120
4,1
1977
1862
6%
110
01/05/09**
23
90
12,1
1610
862
46%
108
06/06/09**
25
20
0,9
548
523
5%
28
28/06/09**
22
90
16,3
349
156
55%
132
Evento
*valores corrigidos pelo coeficiente CME/CPVC (ver item 5.2)
** eventos amostrados pelo aparelho ISCO 3700
A figura 5.13 (à direita) ilustra por meio dos gráficos Box & Whisker, que utilizam a mediana
como medida central, a alta variabilidade das eficiências na remoção de SST da vala de
detenção. Esse comportamento ocorreu em função da alta variabilidade das características das
precipitações.
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133
Após a correção das CME’s de SST do escoamento afluente à vala por meio do coeficiente
CME/CPVC, percebe-se que o desvio padrão mostrado pelo Box & Wisker que utiliza a
média como medida central praticamente dobrou (figura 5.13 à esquerda), comportamento
esse, que entra em consonância com os dados da literatura, uma vez que desvios padrões
elevados são comuns em dispositivos de detenção, freqüentemente associados à re-suspensão
de sedimentos antigos pelos novos eventos chuvosos.
A figura 5.14 apresenta a variabilidade das amostras coletadas à entrada do sistema e à saída
da vala de detenção, o que possibilita visualizar o desempenho satisfatório deste dispositivo
para a remoção de SST. A grande discrepância entre o número de amostras a montante (108) e
a jusante (4) da vala se deve à metodologia de amostragem, sendo coletadas amostras de
forma contínua a montante e composta a jusante.
Figura 5-13 – Média (à esquerda) e mediana (à direita) da eficiência inicial e da eficiência
corrigida da vala de detenção.
Figura 5-14 – Distribuição espacial da variabilidade da remoção de SST por meio da vala de
detenção (eventos amostrados pelo ISCO 3700, n=108 para entrada e n=4 para saída).
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134
5.5.2
Remoção de metais pesados
Para análise dos metais pesados a elaboração de um coeficiente de correção entre CME e
CPVC não se mostrou eficiente, pois a aplicação deste coeficiente resultou em valores
negativos para as remoções. Tal fato se explica provavelmente pela pequena ordem de
grandeza das concentrações de metais, em torno de 0,001 mg/L. Portanto, qualquer variação
nestes valores, por mais que seja mínima, provoca fortes alterações em termos de
porcentagem. Nesse sentido, os eventos foram separados em dois grupos: um com as amostras
coletadas pelo amostrador de PVC (tabela 5.13) e outro com as amostras coletadas pelo
amostrador ISCO 3700 (tabela 5.14).
O monitoramento da série de metais pesados para os nove eventos citados anteriormente (ver
tabela 5.12), exceto o de 28/06/09, evidenciou que as águas de escoamento superficial
provenientes da área de contribuição não atendem os limites da resolução CONAMA
357/2005 (CONAMA, 2005) para o padrão de classe 2. De uma forma geral, a exceção do Ni
e do Cr, todos os demais poluentes analisados violam constantemente os limites mencionados,
particularmente o Cu, o Zi, o Pb e o Mn. Esses poluentes, tipicamente, têm origem na infraestrutura viária e na circulação de automóveis; o desgaste de pneus é a principal fonte de Cu e
Zi; a abrasão do pavimento asfáltico origina o Pb e o Mn tem origem na erosão do solo ou,
eventualmente, no desgaste de peças de aço. Ressalta-se, que o Cd ultrapassou o limite de
detecção (LD) (0.002 mg/L) utilizado no laboratório de saneamento da UFMG para somente
01 evento em questão. Dessa maneira, é razoável a hipótese de ausência de Cádmio no
escoamento superficial nos eventos amostrados.
Para os eventos do amostrador de PVC, as remoções de todos os metais apresentaram valores
razoavelmente próximos, em torno de 55%, à exceção do Pb com 88,6%, comportamento
explicado talvez pela fonte principal do chumbo, o desgaste do pavimento asfáltico, que por
sua vez está vinculado às partículas maiores, as quais são mais facilmente retidas pela vala de
detenção. Destaca-se, que as porcentagens de remoção de metais mencionadas anteriormente
se mostraram coerentes com aquelas obtidas por USEPA (2008), que encontrou valores entre
40 a 60% para remoções de metais em dispositivos de detenção.
Em relação aos eventos do amostrador ISCO 3700, as remoções também indicaram valores
razoavelmente próximos, em torno de 21,5%. Percebe-se uma diferença significativa entre os
dois tipos de amostragens no que tange a porcentagem de remoção dos metais pesados. Esse
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135
comportamento mostra que as análises de eficiência baseadas nos resultados do amostrador de
PVC foram superestimadas, visto que, os resultados do amostrador automático têm maior
representatividade, pois a sua amostragem é realizada ao longo de todo o evento.
Em suma, pode-se afirmar que a vala de detenção apresentou uma taxa de remoção de metais
bem inferior à literatura técnica, situação talvez explicada pelo fato de que o
dimensionamento da vala de detenção teve como objetivo principal o amortecimento de
cheias e não propriamente o controle de poluição. Embora, deva-se considerar que para os
poluentes que apresentaram baixa concentração, como Cr e Pb, o monitoramento à saída do
dispositivo indicou que os efluentes não atingiram os limites estabelecidos para o padrão
Classe 2 do CONAMA.
Os valores relativamente elevados dos desvios padrões encontrados, aproximadamente 20%,
(tabela 5.13 e 5.14) são comuns em dispositivos de detenção, freqüentemente associados à resuspensão de sedimentos antigos pelos novos eventos chuvosos, conforme mencionado no
item anterior.
Tabela 5-13 - Remoção média de metais pesados pela vala de detenção dos eventos
amostrados pelo amostrador de PVC
Entrada
média
Cr
Cu
Pb
Zn
Ni
Cd
Mn
mg/L
0,034
0,087
0,047
0,394
0,017
<LD
0,505
% de eventos
com
concentração
acima da
norma
0%
100%
100%
100%
17%
100%
Saída
média
mg/L
0,029
0,069
0,017
0,253
0,015
<LD
0,304
% de eventos
com
concentração
acima da
norma
0%
100%
17%
33%
0%
100%
Remoção
média
Desvio
padrão da
remoção
%
59,0
43,6
88,6
52,1
57,5
55,1
%
26,5
18,8
9,4
19,9
12,2
22,7
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136
Tabela 5-14 - Remoção média de metais pesados pela vala de detenção dos eventos
amostrados pelo amostrador ISCO 3700.
Entrada
média
Cr
Cu
Pb
Zn
Ni
Cd
Mn
mg/L
0,058
0,088
0,024
0,427
0,017
<LD
0,374
% de eventos
com
concentração
acima da
norma
75%
100%
50%
100%
0%
100%
Saída
média
mg/L
0,033
0,063
0,008
0,316
0,010
<LD
0,260
% de eventos
com
concentração
acima da
norma
Remoção
média
Desvio
padrão da
remoção
%
27,5
10,5
35,4
22,1
18,9
14,7
%
15,3
4,0
2,9
16,5
3,1
12,7
0%
100%
0%
100%
0%
100%
As figuras 5.15 e 5.16 ilustram claramente a distribuição espacial da remoção de metais por
meio da vala de detenção, visto que os Box & Wisker apresentados nestas figuras
correspondem à entrada do sistema e à saída da vala de detenção. Escolheu-se o Pb e o Zn
para esses gráficos por serem os mais representativos das fontes de poluição automotiva. O
limite imposto pela lei CONAMA 357/2005 está ilustrado também.
De uma maneira geral, notou-se que para os metais que apresentaram concentrações mais
baixas a remoção se mostrou mais eficaz perante a norma do CONAMA (figura 5.15), para os
demais essa eficacidade não atendeu à norma (figura 5.16).
Assim como ocorrido para os SST, a grande discrepância entre o número de amostras de
metais a montante (56) e a jusante (10) da vala se deve à metodologia de amostragem, sendo
coletadas amostras de forma contínua a montante e composta a jusante.
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137
Figura 5-15 - Distribuição espacial da variabilidade da remoção de Pb por meio da vala de
detenção para os eventos amostrados pelo ISCO 3700 (limite da CONAMA 357/2005 em
vermelho).
Figura 5-16 - Distribuição espacial da variabilidade da remoção de Zn por meio da vala de
detenção para os eventos amostrados pelo ISCO 3700 (limite da CONAMA 357/2005 em
vermelho).
5.5.3
Parâmetros que influenciam a eficiência de remoção na vala
A mesma metodologia empregada nas correlações e estimativas para as massas encontradas
na boca de lobo (item 5.3.2) e para as concentrações de SST (item 5.4.5) foi utilizada nas
correlações e estimativas da eficiência da vala de detenção na remoção de SST por meio de
dados climatológicos e do tempo de detenção do dispositivo.
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138
A principio, os coeficientes R indicaram que o período seco anterior e a intensidade média da
chuva foram os parâmetros que melhor se correlacionaram com a eficiência da vala de
detenção, considerando neste contexto a eficiência inicial. No que tange a eficiência corrigida,
os parâmetros mais relevantes foram a intensidade média e a duração da chuva. A tabela 5.15
ilustra os valores de R.
Visando aperfeiçoar as estimativas da eficiência da vala, criou-se uma variável que atrelou o
tempo de detenção e a duração da precipitação, indicando a subtração do primeiro pelo
segundo. Esse parâmetro se mostrou muito bem correlacionado à eficiência corrigida.
Portanto, ao contrário de se fazer uso dos parâmetros tempo de detenção e duração da
precipitação isoladamente, utilizou-se a combinação mencionada inicialmente.
Os coeficientes R sugerem também a pertinência do emprego do coeficiente de correção
CME/CPVC para a avaliação do desempenho da vala de detenção em termos de abatimento
das concentrações dos SST, tendo em conta os valores de R encontrados para a eficiência
corrigida (tabela 5.15).
Tabela 5-15 - Coeficientes de correlação R entre as eficiências obtidas pela vala de
detenção na remoção de SST, os dados climatológicos, e o tempo de detenção
Eficiência inicial (%) Eficiência corrigida (%)
-0,56
0,07
Período seco anterior (dias)
0,47
0,65
Intensidade média (mm/h)
0,12
-0,10
Precipitação total (mm)
-0,01
-0,42
Duração da precipitação (min)
0,06
-0,29
Tempo de detenção (min)
0,39
0,74
(Tempo de detenção – duração) (min)
Em termos de regressões lineares múltiplas, analisou-se somente a eficiência corrigida, em
virtude de ter apresentado as melhores correlações. A figura 5.17, ilustra a correlação entre as
eficiências observadas (E_Obs) e as estimativas dessas eficiências por meio de regressões
lineares múltiplas a partir dos seguintes parâmetros: precipitação total (Ptot), dias secos
anteriores (DS), intensidade média da chuva (Imed), tempo de detenção menos a duração da
chuva (TD-D). A figura 5.18 ilustra os desvios relativos em termos de porcentagem entre as
eficiências estimadas e os valores observados. O acréscimo de cada uma das variáveis
independentes à regressão linear múltipla se fez em função do grau de correlação delas com a
eficiência observada, ou seja, a primeira regressão utilizou somente TD-D, pois esse foi
aquele que apresentou o maior coeficiente R, e por assim em diante.
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139
Os resultados indicaram que a precipitação total não contribuiu para o aperfeiçoamento das
estimativas. Entretanto, o uso do período seco anterior nas regressões reduziu o desvio médio
relativo em 15%. Portanto, mesmo não tendo apresentado boa correlação com a eficiência da
vala (R=0,07), esse parâmetro agregou bastante valor às estimativas.
Por fim, este estudo mostrou que, caso haja o interesse de se estimar a eficiência de uma vala
de detenção com características semelhantes à desta pesquisa, a tendência, por enquanto, é de
se utilizar as seguintes variáveis: Tempo de detenção–Duração, Dias secos anteriores, e
Intensidade média da chuva. Ressalta-se, que esta etapa desse estudo encontra-se em uma fase
extremamente inicial, visto os altos desvios relativos encontrados (figura 5.18), em média
30,2% com o uso dos três parâmetros supracitados, lembrando também que somente 01 ano
hidrológico foi analisado até o momento.
90
80
Eficiências Estimadas (%)
70
60
50
40
30
20
10
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Eficiências Observadas (%)
E_TD-D
E_TD-D_Imed
E_TD-D_Imed_DS
E_TD-D_Imed_DS_Ptot
Figura 5-17 – Correlações entre as eficiências observadas e as estimativas da eficiência na
remoção de SST por meio de regressões lineares múltiplas em função das variáveis
climatológicas e do tempo de detenção.
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140
100,0
Desvios relativos (%)
90,0
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
1
2
3
4
5
Eventos
6
7
E_TD-D
E_TD-D_Imed
E_TD-D_Imed_DS
E_TD-D_Imed_DS_Ptot
8
9
Figura 5-18 – Desvios relativos entre a eficiência da vala observada e a eficiência estimada
pela regressão linear múltipla com 1, 2, 3 e 4 parâmetros.
Para as figuras anteriores, 5.17 e 5.18, as legendas foram representadas da seguinte maneira:
(i) E_TD-D = eficiência na remoção de SST estimada por meio de regressão linear da
variável: tempo de detenção menos a duração da chuva;
(ii) E_TD-D_Imed = eficiência na remoção de SST estimada por meio de regressão linear
múltipla das variáveis: tempo de detenção menos a duração da chuva, e intensidade média da
chuva;
(iii) E_TD-D_Imed_DS = eficiência na remoção de SST estimada por meio de regressão
linear múltipla das variáveis: tempo de detenção menos a duração da chuva, intensidade
média da chuva e dias secos anteriores;
(iv) E_TD-D_Imed_DS_Ptot = eficiência na remoção de SST estimada por meio de regressão
linear múltipla das variáveis: tempo de detenção menos a duração da chuva, intensidade
média da chuva, dias secos anteriores e precipitação total.
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141
6 CONCLUSÕES
O experimento executado com o apoio dos projetos PROSAB e SWITCH, na bacia
hidrográfica do córrego Mergulhão em Belo Horizonte – Minas Gerais, discute questões
relevantes para a gestão de águas urbanas, tais como: o grau de contaminação do escoamento
superficial urbano, o risco de poluição do solo e das águas subterrâneas decorrentes de
infiltração de águas pluviais, etc. Um aparato experimental foi concebido para atender a
objetivos associados de pesquisa, demonstração e capacitação.
Os resultados de monitoramento compreendem, até o presente momento, um período chuvoso
(2008/2009). Apesar do número estatisticamente insuficiente de eventos amostrados, os
resultados aqui apresentados e avaliados sugerem que dispositivos de retenção demonstraram
um potencial interessante para emprego com fins de gerenciar a carga de poluentes com
origem em sistemas viários. A redução desta carga está ligada principalmente aos poluentes
associados aos sólidos em suspensão, tais como metais pesados ou HPA. A maioria dos
poluentes estudados se mostrou, de uma maneira geral, bem correlacionados às partículas
sólidas transportadas em suspensão, tendo em conta os comportamentos semelhantes dos
polutogramas.
Os resultados também sugerem que as melhorias na manutenção do sistema viário podem
desempenhar um papel relevante para a redução da carga poluidora dos escoamentos
superficiais durante a estação chuvosa. Uma mudança no tipo do material que recobre a
Avenida Carlos Luz poderia acarretar em uma boa redução da carga de SST, ou seja, trocar a
pista de asfalto por uma de concreto, que suporta melhor o tráfego de veículos pesados, o qual
é fato recorrente nesta avenida. Um bom exemplo em Belo Horizonte é a Via Expressa, que
possui recobrimento em concreto, e dificilmente apresenta erosões na pista.
As altas concentrações de poluentes, como metais, SST e coliformes, dentro dos escoamentos
superficiais urbanos analisados nesta pesquisa, apóiam a hipótese da implantação de sistemas
alternativos para o controle de poluição em Belo Horizonte, uma vez que o tratamento in situ
das águas pluviais escoadas em vias de tráfego intenso melhoraria a qualidade das águas de
diversos cursos d’água urbanos. Esses altos teores de contaminação do escoamento superficial
de origem pluvial da Avenida Carlos Luz reforçam a importância de se estudar a poluição
difusa em áreas urbanas, considerando-se os prejuízos causados por tais poluentes ao meio
ambiente.
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142
Dentre todos os parâmetros analisados em laboratório neste experimento, os únicos que não se
mostraram significativos para o escoamento superficial de origem pluvial foram o nitrogênio
total e o fósforo total, haja vista, as suas ínfimas concentrações encontradas nas amostragens.
As curvas M(V) utilizadas para a verificação do fenômeno carga de lavagem demonstraram
que o parâmetro sólidos suspensos totais (SST) foi o mais susceptível ao fenômeno da carga
de lavagem. Ele acusou claramente a influência da distribuição ao longo do tempo da
precipitação na ocorrência do fenômeno.
Em relação às diversas estimativas elaboradas nesta pesquisa, aquelas relacionadas às massas
de material granular encontradas dentro da boca de lobo foram as que apresentaram os
melhores resultados, uma vez que os menores desvios relativos foram verificados nesta
análise. Entretanto, elaborar uma conclusão aprofundada sobre as estimativas é ainda muito
prematuro, visto o reduzido número de eventos analisados até o momento.
As diversas análises de correlação permitiram concluir que o parâmetro de maior influência
na quantidade de material granular encontrada dentro da boca de lobo foi a precipitação total
(mm). Para as concentrações de sólidos suspensos totais o que mais influenciou foi o número
de dias secos anterior. Enquanto que a variável que melhor explicou a eficiência da vala de
detenção foi a combinação entre tempo de detenção e duração da precipitação, ou seja, TD-D
(ver item 5.5.3).
A respeito do amostrador de PVC, pode-se afirmar que a sua utilização se mostrou válida para
as análises de sólidos suspensos somente após a criação do coeficiente que correlaciona a
concentração média do evento registrada pelo amostrador automático ISCO 3700 (CME) e a
concentração coletada pelo amostrador de PVC (CPVC) que corresponde aos primeiros 4
minutos do escoamento, ou seja, CME/CPVC, tendo em conta que os resultados corrigidos
apresentaram coerência com os dados pluviométricos. Entretanto, o seu uso individual se
mostrou inviável, em virtude da necessidade da utilização concomitante de um amostrador
automático para a realização dos devidos ajustes das concentrações.
O período de monitoramento do aparato experimental demonstrou, até o presente momento,
que a manutenção e limpeza semanal da vala de detenção é parâmetro fundamental para o seu
adequado funcionamento. Entretanto, para a trincheira de infiltração não houve necessidade
de remoção da sua camada superior para limpeza, fato esse, ocorrido em virtude do período
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
143
monitorado ser o primeiro ano de operação do sistema. Deve ser observado que a manutenção
dessas estruturas seria mais complicada, caso não houvesse a boca de lobo à entrada do
aparato experimental, haja vista o efeito de retenção de sólidos grosseiros realizado por tal
dispositivo.
Todos os valores indicados nesta pesquisa devem ser considerados como ordens de grandeza,
pois um aspecto essencial da poluição difusa dos escoamentos superficiais é a sua
variabilidade, em função das diferenças de um local a outro, de uma precipitação a outra, das
características urbanísticas, etc. Ressalta-se, que este estudo permite avaliar a importância da
carga de poluição nos escoamentos urbanos e a necessidade de tratamentos apropriados dos
mesmos. Ele também incita a realização de medidas específicas para cada caso estudado, e
evidentemente com uma metodologia adequada.
Acredita-se que, com o aprimoramento do aparato experimental e a constituição de uma série
mais longa de dados de monitoramento, os experimentos aqui descritos possibilitarão novos
desenvolvimentos em termos de análise estatística, modelagem de diferentes fases dos
processos de escoamento pluvial e o funcionamento dos dispositivos, análises de incertezas
em medições e modelagem, entre outras atividades futuras a serem realizadas pelos projetos
PROSAB e SWITCH em Belo Horizonte.
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144
7 PERSPECTIVAS PARA FUTURAS PESQUISAS
Primeiramente, recomenda-se o monitoramento de chuvas complementares por meio de um
amostrador automático para melhorar a robustez estatística dos resultados apresentados nesta
pesquisa. Em seguida, recomenda-se que sejam realizadas análises químicas do solo abaixo da
trincheira de infiltração para verificação de possíveis contaminações do mesmo em virtude do
favorecimento da infiltração do escoamento de origem pluvial no aparato experimental. Por
último, propõe-se uma avaliação do comportamento hidráulico da vala e da trincheira por
meio de testes em campo, que por sua vez simularão uma precipitação com o auxílio de um
caminhão pipa, analisando, portanto, a montante e a jusante dos dispositivos.
Análises químicas dos HPA em amostras líquidas para analisar as influências dos óleos e
graxas encontrados no escoamento superficial de origem pluvial se mostram de grande
interesse ao tema poluição difusa de origem viária, uma vez que a principal fonte de poluentes
neste âmbito é a circulação de automóveis. Portanto, sugere-se a análise dos HPA em futuras
pesquisas que visem o escoamento superficial de origem pluvial como objetivo principal.
Um aspecto fundamental a ser analisado na operação das técnicas compensatórias é o seu
ciclo de vida, assim como os seus custos de manutenção e implantação. Dessa maneira, uma
proposta relevante para novos estudos seria o tema supracitado.
Mudanças na metodologia de dimensionamento da vala de detenção que priorizem o
abatimento da poluição difusa devem ser consideradas em futuras pesquisas que se utilizem
deste tema, visto que neste estudo o objetivo principal do dimensionamento das estruturas foi
o amortecimento de cheias.
Outra tema interessante para a drenagem urbana seria a análise experimental do ciclo
hidrológico por meio de um balanço hídrico completo, haja vista a forte ligação entre a
poluição difusa e o ciclo hidrológico (URBONAS e STAHRE, 1993).
Por fim, visto as altas concentrações de sólidos suspensos totais encontradas neste trabalho,
recomenda-se uma análise aprofundada do processo de sedimentação na microdrenagem
urbana por meio de modelagem computacional.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
145
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Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
150
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Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
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VIEIRA, P.C., Avaliação das condições de qualidade em tempo seco e durante eventos de
chuva em uma microbacia urbanizada no município de Belo Horizonte. 2008, 213p.
Dissertação (Mestrado em Saneamento) – Escola de Engenharia, Universidade Federal de
Minas Gerais, Belo Horizonte, 2008.
VIVACQUA, M.C.R., Qualidade da água do escoamento superficial urbano – Revisão
visando o uso local. 2005, 189p., Dissertação (Mestrado em Engenharia Hidráulica e
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Princípios do tratamento biológico de águas residuárias, v. 2, 1996, 211 p.
VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. 2 ed.
Belo Horizonte: Universidade Federal de Minas Gerais / Departamento de Engenharia
Sanitária e Ambiental. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias, v. 1, 1996,
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XANTHOPOULOS, C.; HAHN, H.H. Sources of pollution of stormwater runoff from urban
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URBAN DRAINAGE, Graie and INSA, Lyon, France: NOVATECH, 1992.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
152
ANEXO A
MODELAGENS MATEMÁTICAS DAS ESTRUTURAS DE CAPTAÇÃO E
MEDIÇÃO
Saída HEC-RAS: perfil da linha d’água ao longo do bueiro de captação
Saída HEC-RAS: linha d’água na seção de montante (entrada) do bueiro de captação
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153
ANEXO A
MODELAGENS MATEMÁTICAS DAS ESTRUTURAS DE CAPTAÇÃO E
MEDIÇÃO
Saída HEC-RAS: Saída HEC-RAS: linha d’água na seção de jusante (saída) do bueiro de
captação
Estrutura de medição de NA: perfil longitudinal da linha d’água para a vazão máxima
afluente de projeto 22,0 l/s
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154
ANEXO A
MODELAGENS MATEMÁTICAS DAS ESTRUTURAS DE CAPTAÇÃO E
MEDIÇÃO
Estrutura de medição de NA: perfil longitudinal da linha d’água para uma vazão muito baixa
4,0 l/s
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155
ANEXO B
ANÁLISES QUÍMICAS DO SOLO ABAIXO DA TRINCHEIRA DE INFILTRAÇÃO
ANTES DE SUA OPERAÇÃO
Concentrações (mg/kg)
Parâmetros
Referência
Profundidade (m)
Cd
Pb
Cr
Ni
Zn
Mg
Cu
Fósforo Total
Nitrogênio Total
0.5
0.0
6.0
9.07
1.44
9.64
15.4
0.0
147,56
548,2
1.0
0.0
5.54
10.61
2.04
12.96
17.99
0.0
178,70
496,1
1.5
0.0
7.7
10.35
1.36
10.41
17.79
0.0
210,28
497,3
de qualidade
2.0
0.0
5.25
10.72
2.15
12.35
17.05
0.0
88,33
664,7
(Cetesb)
0.5
17
40
13
60
Não disponível
35
Não disponível
Não disponível
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156
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
SÓLIDOS SUSPENSSOS:
TOTAIS, VOLÁTEIS E FIXOS
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 2540 D. Total Suspended Solids Dried at 103-105°C. 2540 E. Fixed and Volatile
Solids Ignited at 550°C. (Gravimétrico).
Preservação: 4ºC - Validade: 24h – Volume Amostra: 50 ml (mínimo)
Materiais: Placas de Petri, Cápsulas para evaporação em porcelana bem seca (para que o
filtro não adere a cápsula) (resistentes a 600o C), Dessecador, Estufa (103 – 105O C), Mufla
para operação a (500 ±50O C), Balança analítica (precisão de 0,1mg), Filtros de fibra de vidro
(Whatman 934 AH, Gelman, A/E, Millipore AP.40 ou equivalente.) e Equipamento de
filtração (Funil de filtração para membrana, Suporte de filtração com reservatório, Bomba à
vácuo e Kitasato).
Cálculo
A = Peso do filtro + resíduo seco após passar pela estufa (mg)
B = Peso do filtro (mg)
C = Peso do filtro + resíduo seco após passar pela mufla (mg)
B = Peso do filtro (mg)
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157
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
DEMANDA BIOQUÍMICA DO OXIGÊNIO
(DBO5)
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 5210 B. 5-Day BOD Test. (Iodométrico - Titulação Winkler)
Preservação: 4ºC - Validade: 24H
Reagentes: Solução de MnSO4, Iodeto alcalino, H2SO4 conc., Na2S2O3 N/160, soluções
para água de diluição (solução tampão de pH 7,2 para DBO5, Cloreto Férrico FeCl3,
Cloreto de cálcio CaCl2, Sulfato de magnésio MgSO4) e solução Indicadora de amido.
Materiais: Frascos para incubação, pipetas volumétricas (5, 10, 20, 50 e 100 ml), Erlenmeyer
(250 ml), Bureta (25 ml), pipetador Incubadora e papel alumínio.
Cálculo:
D1 = OD da amostra imediatamente após preparo, mg/l
D2 = OD médio da amostra após 5 dias de incubação, mg/l
f = fator de diluição
Observações:
Se os resultados obtidos em mais de uma diluição alcançam os critérios de OD residual (≥
1mg/l) e consumo de OD (≥ 2mg/l), e não há evidência de toxicidade em concentração mais
elevadas da amostra ou evidências de alguma anomalia, poderá ser utilizada a média dos
resultados. Se o branco da água de diluição não alcança o critério estabelecido anteriormente,
as correções apropriadas são difíceis e os resultados são questionáveis.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
158
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
DEMANDA QUÍMICA DO OXIGÊNIO (DQO)
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 5220 C. Closed Reflux, Trimetric Method. (Titulométrico – Refluxo Fechado)
Preservação: 4ºC - Validade: 24h – Volume Amostra: 2 ml
Reagentes: Solução de digestão de K2Cr2O7 0,1N ou 0,025 para conc. DQO inferiores a
50mgO/l, H2SO4 + Ag2SO4, solução padrão de FAS 0,0125N e Indicador Ferroin.
Materiais: Tubos de borosilicato (10ml) com tampa rosqueável, frasco deposito com dosador
para H2SO4 conc + Ag2SO4, bureta volumétrica de 25ml, erlenmeyer de 125ml, pipetas
volumétricas de 2, 5, 10ml, pipeta graduada de 5ml, balão volumétrico de 100ml e Reator de
DQO.
Cálculo
B = Volume de FAS utilizado na titulação do branco (ml)
A = Volume de FAS utilizado na titulação da amostra (ml)
N = M = Normalidade ou molaridade do FAS
C = Volume da amostra (ml)
Fc = Fator de correção da solução padrão de FAS
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
159
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
TURBIDEZ (NTU)
CONDUTIVIDADE ELÉTRICA (µs/cm)
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 2130 TURBIDITY. 2510 CONDUCTIVITY. 4500-H+.
Preservação: 4ºC - Validade: 24h
Materiais: HACH 2100 AN Turbidimeter, HACK 44600 Conductivity/TDS Meter.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
160
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
NITROGÊNIO TOTAL KJELDAHL (NTK)
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 4500-Norg C. Semi-Micro-Kjeldahl Method.
Preservação: 0,8 H2SO4 com./l a 4ºC – Validade: 7 dias – Volume Amostra: 50 ml
Reagentes: Solução Indicadora de ácido bórico Reagente de digestão para NTK Solução de
NaOH + Na2S2O3 e H2SO4 0,02N.
Materiais: Conjunto de digestão Kjeldahl, destilador Kjeldahl para nitrogênio, cubas para a
destilação do nitrogênio, erlenmeyer de 250ml, pipeta volumétrica de 3, 5, 10 e 50ml, béquer
de 250ml e bureta volumétrica de 25ml.
Cálculo:
A = Volume em ml de H2SO4 usado na titulação da amostra
B = Volume em ml de H2SO4 usado na titulação do branco
N (H2SO4) x Fc (H2SO4)= 0,0209
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
161
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
METAIS PESADOS TOTAIS
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 3111-Metals By Flame Atomic Absorption Spectrometry (Espectrometria de
Absorção atômica por chama).
Preservação: 0,5 mL HNO3-Utra-puro para metais . a 4ºC – Validade: 6 MESES – Volume
Amostra: 100 ml
Reagentes: HNO3-Utra-puro para metais .
Materiais: Béquer de Teflon de 250 ml, Balões Volumétricos de 10 mL, pipeta graduada de
10 e 1 ml. Gás acetileno e Especfotometro de Absorção Atômica.
Cálculo
Metais mg/L ( B – A)*
A = Resultado da amostra em branco
B = Resultado da amostra
* dividir o resultado se amostra for concentrada.
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
162
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
FÓSFORO TOTAL (P-TOTAL)
Referência: Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 21st edn,
American Public Health Association/American Water Works/Water Environment Federation,
Washington, DC, USA., 2005.
Método: 4500-P C. Vanadomolybdophosphoric Acid Colorimetric Method.
Preservação: 0,8 H2SO4 com./l a 4ºC – Validade: 28 dias – Volume Amostra: 50 ml
Reagentes: Ind. Fenolftaleína, H2SO4 1+1 ou HCl 1+1 e Sol. H2SO4 (300ml H2SO4 diluído
para 1000ml com H2O deionizada), Persulfato de amônia ou de potássio, NaOH 1N e HCl
1+1.
Materiais: Pipetas graduadas de 10ml, pipeta volumétrica de 50ml, béquer de 100ml marcado
com o volume de 10ml, balão volumétrico de 50ml, tela de amianto, papel filtro de 42 ashless
(ou similar conforme Standard Methods), cHPAa elétrica, espátula e espectrofotômetro.
Cálculo
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
163
ANEXO C
METODOLOGIAS DAS ANÁLISES
FÍSICAS, FÍSICO-QUÍMICAS, E MICROBIOLÓGICAS.
COLIFORMES:
TOTAIS E FECAIS (Escherichia Coli)
Método: Colilert
Preservação: 4ºC - Validade: 24h – Volume Amostra: 10 ml colilert TM
Reagentes: substrato Colilert TM e água esterilizada (90 ml).
Materiais: Frascos de diluição (100 ml), cartela para inoculação, pipetas graduadas (10 ml),
pipetador, seladora, estufa (35ºC) e autoclave.
Cálculo
Valor TAB = Contagem do número de cavidades grandes e pequenas
Fator de diluição = Diluição usada para a incubação da amostra
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
164
ANEXO D
DESVIOS RELATIVOS DAS MASSAS ESTIMADAS DOS RECICLÁVEIS, E
FOLHAS E GRAVETOS AMOSTRADOS À BOCA DE LOBO
100
90
Desvios relativos (%)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Eventos
M_DS
M_DS_Ptot
M_DS_Ptot_Imed
Desvios relativos entre a massa de recicláveis observada e a massa estimada pela
regressão linear múltipla com 1,2 e 3 parâmetros.
100
90
Desvios relativos (%)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Eventos
M_DS
M2_DS_Ptot
M_DS_Ptot_Imed
Desvios relativos entre a massa de folhas e gravetos observada e a massa estimada pela
regressão linear múltipla com 1,2 e 3 parâmetros
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165
ANEXO E
MEDIDAS DE TENDÊNCIA CENTRAL, DE VARIAÇÃO E DE POSICIONAMENTO
DAS AMOSTRAS COLETADAS PELO APARELHO ISCO 3700
Parâmetro
N.A
Min
Max
Media
M.G
Perc.25
Mediana
Perc.75
DP
CV
40
70
820
247
212
131
192
340
143
0,58
Turbidez (NTU)
108
38,5
3160
981
504
151
671
1799
922
0,94
DQO (mgO/L)
60
46,3
1228
435
336
240
344
611
288
0,66
DBO 5 (mgO/L)
36
12,7
125,1
57,5
48,9
21,6
67,2
76,7
28,0
0,49
48
6,0E+3
2,4E+7
2,9E+6
2,6E+5
2,9E+4
1,6E+5
2,4E+6
6,6E+6
2,24
48
8,2E+4
2,4E+7
9,7E+6
2,6E+6
2,4E+5
2,4E+6
2,4E+7
1,1E+7
1,12
SST (mg/L)
108
70
5046
1044
616
203
906
1605
931
0,89
SSV(mg/L)
108
24
688
140
104
46
126
198
108
0,77
Cd (mg/L)
13
0,003
0,011
0,005
0,005
0,004
0,005
0,005
0,002
0,38
Cr (mg/L)
43
0,010
0,740
0,094
0,067
0,050
0,072
0,096
0,113
1,20
Cu (mg/L)
47
0,017
0,318
0,123
0,109
0,078
0,106
0,149
0,062
0,50
Mn (mg/L)
48
0,018
1,514
0,502
0,283
0,065
0,517
0,726
0,403
0,80
Ni (mg/L)
40
0,006
0,075
0,029
0,025
0,017
0,025
0,034
0,016
0,56
Pb (mg/L)
39
0,008
0,114
0,036
0,032
0,026
0,032
0,041
0,020
0,56
Zn (mg/L)
48
0,177
1,584
0,575
0,505
0,348
0,526
0,766
0,304
0,56
Condutividade
(uS/cm)
E.coli
(NMP/100ml)
Coliformes totais
(NMP/100ml)
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
166
ANEXO F
POLUTOGRAMAS- EVENTO de 01/05/2009
6000
16
Vazão
14
SST
5000
12
SSV
10
3000
8
6
2000
4
1000
2
0
0
0
16
60
300
8
6
200
Turbidez (NTU)
12
10
100
16
Turbidez
2500
400
80
3000
Vazão (L/s)
Condutividade (uS/cm)
40
14
Condutividade
Vazão
500
20
14
Vazão
12
2000
10
1500
8
6
1000
4
100
0
0
20
40
60
80
Vazão (L/s)
600
Vazão (L/s)
SST, SSV (mg/L)
4000
4
2
500
0
0
100
2
0
0
20
40
60
80
100
Tempodia
(min)
Evento
01/05/2009
1400
16
14
DQO
1000
12
Vazão
10
800
8
600
6
400
4
200
2
0
0
20
40
60
80
100
1.80
16
1.60
14
1.40
12
1.20
10
1.00
8
0.80
6
0.60
0.40
4
0.20
2
0.00
0
0
10
20
Cd
30
Cr
40
Cu
Mn
50
Ni
60
Pb
70
Zn
80
Vazão (L/s)
0
Metais pesados (mg/L)
Vazão (L/s)
DQO (mgO2/L)
1200
90
Vazão
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
167
ANEXO F
POLUTOGRAMAS - EVENTO de 06/06/2009
8
1600
Vazão
1400
SST
1200
SSV
7
6
5
1000
4
800
3
600
2
400
1
200
0
0
0
900
8
Vazão (L/s)
SST, SSV (mg/L)
1800
20
40
60
80
8
600
Condutividade
500
4
400
3
300
2
200
Turbidez
20
40
60
2
6
DBO
800
4
600
3
400
2
200
Vazão (L/s)
5
1
0
0
40
0
60
20
40
60
80
3.0E+07
7
E.coli, Coliformes totais (NMP/100ml)
DQO
20
1
0
8
0
3
0
1400
1000
4
200
80
1200
5
300
0
0
6
Vazão
400
100
1
0
DBO, DQO (mgO2/L)
Turbidez (NTU)
5
Vazão (L/s)
Condutividade (uS/cm)
600
100
Metais pesados (mg/L)
7
500
6
8
7
2.5E+07
6
2.0E+07
5
1.5E+07
4
Vazão
E.coli
Coliformes totais
1.0E+07
3
Vazão (L/s)
Vazão
700
Vazão (L/s)
7
2
5.0E+06
1
0.0E+00
0
0
80
20
40
60
80
0.900
8
0.800
7
0.700
6
0.600
5
0.500
4
0.400
3
0.300
0.200
2
0.100
1
0.000
Vazão (L/s)
800
0
0
10
20
Cd
Cr
30
Cu
40
Mn
50
Ni
Pb
60
Zn
70
80
Vazão
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
168
ANEXO F
POLUTOGRAMAS - EVENTO de 28/06/2009
2000
6
Vazão
1600
SST
1400
SSV
5
4
1200
1000
Vazão (L/s)
SST, SSV (mg/L)
1800
3
800
2
600
400
1
200
0
0
0
3
150
2
100
50
1
0
0
0
20
40
60
80
250
DBO
5
4
Vazão
200
3
150
2
100
1
50
0
0
0
20
40
60
80
100
4
200
3
150
2
100
1
0
0
Coliformes totais, E.coli (NMP/100ml)
DQO
5
250
0
6
300
Turbidez
Vazão
50
100
350
DQO, DBO (mgO2/L)
Vazão (L/s)
4
Vazão
200
Turbidez (NTU)
250
100
6
300
5
Condutividade
80
350
Vazão (L/s)
Condutividade (uS/cm)
300
60
Vazão (L/s)
6
40
20
40
60
80
100
3.00E+07
6
Vazão
2.50E+07
5
Coliformes
totais
2.00E+07
4
E. Coli
1.50E+07
3
1.00E+07
2
5.00E+06
1
0.00E+00
Vazão (L/s)
350
20
0
0
20
40
60
80
Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da UFMG
100
169