ads:
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA “JÚLIO DE MESQUITA
FILHO” FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRONÔMICAS
CÂMPUS DE BOTUCATU
AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS PROVOCADOS PELA DESCARGA
DE EFLUENTE TRATADO NA MICROBACIA DO
CINTRA – BOTUCATU SP
IVALDE BELLUTA
Dissertação apresentada à Faculdade de
Ciências Agronômicas da UNESP –
Campus de Botucatu, para obtenção do
título de Mestre em Agronomia Programa
de pós-graduação em agronomia “Energia
na Agricultura”.
BOTUCATU – SP
Dezembro – 2008
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA “JÚLIO DE MESQUITA
FILHO” FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRONÔMICAS
CAMPUS DE BOTUCATU
AVALIAÇÃO DOS IMPACTOS PROVOCADOS PELA DESCARGA
DE EFLUENTE TRATADO NA MICROBACIA DO CINTRA
BOTUCATU SP
IVALDE BELLUTA
Orientadora: Prof
a
. Dr
a
. Assunta Maria Marques da Silva
Dissertação apresentada à Faculdade de
Ciências Agronômicas da Unesp - Campus
de Botucatu, para obtenção do título de
Mestre em Agronomia Programa de pós-
graduação em Agronomia na “Energia na
Agricultura”.
BOTUCATU – SP
Dezembro – 2008
ads:
I
AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus por ter concedido a oportunidade de estudar na
conceituada Universidade Estadual Paulista –UNESP e ter-me proporcionado momentos
de superação ao longo do presente trabalho.
À minha família, especialmente minha mãe e a minha esposa que
sempre estiveram presentes nos momentos mais difíceis da execução do presente trabalho.
A Prof
a
Dr
a
Assunta Maria Marques da Silva, pela valiosa
orientação, conhecimentos e dedicação.
Para Luciana Ambrósio de Tofoli, pós-graduanda do Programa
Energia na Agricultura pela atenção e presteza nos momentos que mais precisei.
As servidoras do Departamento de Química e Bioquímica, em
especial Vânia Aparecida Ribeiro pela sua experiência e contribuição na elaboração de
análises e pelos serviços técnico-administrativos de Maria Aparecida Nunes de Oliveira.
Aos servidores da Administração Geral, Supervisores da Seção de
Conservação, Manutenção e Zeladoria que juntamente com os servidores do Instituto de
Biociências, através da GAC (Grupo Administrativo do Campus) realizaram a vistoria de
toda a rede de esgoto do Jardim Botânico com o intuito de identificar e reintegrar
lançamentos de esgoto clandestino encontrado no Córrego do Cintra, localizado no sistema
tronco da estação de tratamento.
Aos funcionários do Departamento de Engenharia Rural, da
Faculdade de Ciências Agronômicas, especialmente ao Ronaldo Alberto Pólo e Sílvio
Sabatini Scolastici, pela inestimável colaboração nos trabalhos de implantação e
desenvolvimento da pesquisa, pelo apoio e amizade.
Pelos serviços da SABESP de Botucatu que não mediram esforços
para nos atender na execução da manutenção no P. V. 26 (poço de visita), considerado um
dos lançamentos de efluente não tratado no córrego.
A equipe da Vigilância em Saúde Ambiental do município de
Botucatu pela execução da varredura na calha do Córrego do Cintra, partindo do Bairro
Vista Alegre até o Jardim Botânico, no sentido de localizar possível lançamento de esgoto
no córrego. A Secretaria do Meio Ambiente do município de Botucatu na pessoa do
Secretário Wado Silva que não mediu esforços para auxiliar na identificação dos possíveis
lançamentos de esgoto no córrego.
II
SUMÁRIO
Página
1 RESUMO .........................................................................................................................01
2 SUMMARY .....................................................................................................................03
3 INTRODUÇÃO E OBJETIVOS ......................................................................................05
4 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA..........................................................................................10
4.1 Uso e Classificação das Águas ...................................................................................10
4.2 Ciclo da água .............................................................................................................13
4.3 Planejamento e gestão dos Recursos Hídricos.............................................................14
4.4 Aspectos jurídicos da gestão das águas no Brasil........................................................16
4.5 Bacias Hidrográficas ..................................................................................................19
4.6 Parâmetros de qualidade das águas.............................................................................25
5 MATERIAL E MÉTODOS...............................................................................................33
5.1 Área de estudo e pontos de coleta de amostras............................................................33
5.2 Cálculos dos parâmetros morfométricos da microbacia...............................................39
5.3 Variáveis estudadas....................................................................................................41
5.3.1 Análise dos atributos organolépticos da água .....................................................42
5.3.2 Parâmetros Microbiológicos – Coliformes Termotolerantes e Totais.................43
5.3.3 Espécies Químicas.............................................................................................44
5.3.4 Defensivos agrícolas..........................................................................................44
5.4 Tratamento estatístico.................................................................................................45
6 RESULTADOS E DISCUSSÃO.......................................................................................47
6.1 Parâmetros morfométricos da microbacia ...................................................................47
6.2 As análises organolépticas da água.............................................................................50
6.3 Parâmetros físico-químicos ........................................................................................54
6.4 Espécies Químicas .....................................................................................................71
6.5 Parâmetros Microbiológicos.......................................................................................76
6.6 Defensivos agrícolas ..................................................................................................80
7 CONCLUSÃO..................................................................................................................85
8 REFERÊNCIAS...............................................................................................................87
APÊNDICE I.....................................................................................................................104
APÊNDICE II....................................................................................................................109
III
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Descrição dos pontos de coletas na região estudada.............................................37
Tabela 2 - Descrição da Ocupação do Solo e medidas das áreas ocupadas............................38
Tabela 3 – Resultado dos dados morfométricos da Microbacia do Córrego do Cintra...........47
Tabela 4 – Aspecto da água nos pontos de coleta .................................................................50
Tabela 5 – Odor da água nos pontos de coleta ......................................................................51
Tabela 6- Média e Desvio padrão referente a Cor.................................................................52
Tabela 7 - Média e Desvio padrão referente a Turbidez........................................................54
Tabela 8 - Média e Desvio padrão referente a pH.................................................................55
Tabela 9 - Média e Desvio padrão referente a Temperatura da água .....................................59
Tabela 10 - Média e Desvio padrão referente a Temperatura do ar .......................................60
Tabela 11 - Média e Desvio padrão referente a CE...............................................................62
Tabela 12 - Média e Desvio padrão referente o OD..............................................................64
Tabela 13 - Média e Desvio padrão referente ao OC ............................................................66
Tabela 14 - Média e Desvio padrão referente ao COT ..........................................................67
Tabela 15 - Média e Desvio padrão referente a DBO
5
..........................................................70
Tabela 16 - Média e Desvio padrão referente a Nitrato.........................................................72
Tabela 17 - Média e Desvio padrão referente a Nitrito .........................................................74
Tabela 18 - Média e Desvio padrão referente ao Fosfato ......................................................75
Tabela 19 - Média e Desvio padrão referente a Coliformes termotolerantes..........................77
Tabela 20 - Média e Desvio padrão referente a Coliformes Totais........................................79
Tabela 21 - Determinações de defensivos agrícolas realizadas nas 6 coletas no P
2
................81
Tabela 22 - Determinações de defensivos agrícolas realizadas nas 6 coletas no P
4
................82
Tabela 23 – Determinações de defensivos agrícolas realizadas nas 6 coletas no P
8
...............82
IV
LISTA DE FIGURAS
Figura 1- Ciclo Hidrológico .................................................................................................14
Figura 2- Subdivisão da UGRHI-10 .....................................................................................18
Figura 3 - Desenho esquemático de uma Microbacia............................................................20
Figura 4- Formas das microbacias hidrográficas...................................................................21
Figura 5- Sistema de classificação da rede de drenagem.......................................................23
Figura 6 – Microbacia do Córrego do Cintra ........................................................................36
Figura 7 – Garrafa de OD ou batiscafo.................................................................................39
Figura 8 – Perfil do Córrego do Cintra/Araquá em termos de altitude...................................41
Figura 9- Medidas de comparação de nível de cor da água nos pontos de coleta...................53
Figura 10 - Medidas da turbidez (NTU) da água nos pontos de coleta .................................54
Figura 11 - Medidas do pH da água nos pontos de coleta ....................................................56
Figura 12 – Totais pluviométricos mensais no período de Jun/05 a Maio/06.........................57
Figura 13 - Medidas da Temperatura da água (ºC) nos pontos de coleta ..............................60
Figura 14 - Medidas da Temperatura do ar (ºC) nos pontos de coleta ..................................61
Figura 15- Medidas da Condutividade elétrica (µS.cm
-1
) da nascente à foz...........................62
Figura 16 - Medidas da CE nos pontos de coleta ..................................................................63
Figura 17 - Medidas do Oxigênio Dissolvido (mg0
2
.L
-1
) nos pontos de coleta......................65
Figura 18 - Medidas do Oxigênio Consumido (mg0
2
.L
-1
) nos pontos de coleta....................66
Figura 19- Variação espacial das médias anuais de OD e OC (mg0
2
.L
-1
)..............................67
Figura 20- Médias do COT (mg0.L
-1
) nos pontos de coleta .................................................68
Figura 21 - Variação espacial das concentrações médias do COT (mg.L
-1
) e o pH...............69
Figura 22 - Médias da DBO
5
da água (mgO
2
.L
-1
) nos pontos de coleta.................................70
Figura 23 – Medidas da DBO
5
(mgO
2
.L
-1
) nos pontos 2, 4 e 8..............................................71
Figura 24 - Médias do Nitrato da água (mg.L
-1
) nos pontos de coleta ..................................73
Figura 25 – Médias do Nitrito da água (mg.L
-1
) nos pontos de coleta ...................................74
Figura 26 - Medidas do Fosfato Total na água nos pontos de coleta.....................................76
Figura 27 - Coliformes Termotolerantes (NMP) nos pontos de coleta..................................78
Figura 28 - Coliformes Totais (NMP) nos pontos de coleta ..................................................80
V
APÊNDICE I
Tabela 1 - Parâmetros de qualidade de água no P
1
................................................................104
Tabela 2 - Parâmetros de qualidade de água no P
2
................................................................104
Tabela 3 - Parâmetros de qualidade de água no P
3
................................................................105
Tabela 4 - Parâmetros de qualidade de água no P
4..................................................................................................
105
Tabela 5 - Parâmetros de qualidade de água no P
5
................................................................106
Tabela 6 - Parâmetros de qualidade de água no P
6
................................................................106
Tabela 7 - Parâmetros de qualidade de água no P
7
................................................................107
Tabela 8 - Parâmetros de qualidade de água no P
8
................................................................107
Tabela 9 - Resultado dos Coliformes Termotolerantes e Totais da nascente à foz.................108
APÊNDICE II
Figura 1 – Foto aérea da região estudada com todos os pontos de coleta...............................109
Figura 2 - Local a jusante da Nascente (P
1
) ..........................................................................110
Figura 3 - Local a jusante das Lagoas de Estabilização de Esgoto (P
2
) .................................110
Figura 4 - Local a montante do Bairro Vista Alegre (P
3
) ......................................................111
Figura 5 - Local a jusante do Bairro Vista Alegre (P
4
)..........................................................111
Figura 6 - Ponte da estrada do Loteamento Boa Esperança (P
5
)............................................112
Figura 7 - Local próximo à Rodovia Marechal Rondom Km 258 (P
6
)...................................112
Figura 8 - Próximo à Rodovia Marechal Rondon Km 259 (P
7
) .............................................113
Figura 9 – Cachoeira do Parque Ecológico da Pavuna - APA (P
8
) ........................................113
Figura 10 – Construção da ETE - SABESP e canalização da nascente no P2.......................114
Figura 11 - Construção da ETE – SABESP e canalização da nascente no P2.......................114
1
1 RESUMO
O município de Botucatu está localizado na região centro-sul do
Estado de São Paulo, a 230km da capital, com altitudes variando de 400 a 950 metros. Essa
geomorfologia propicia a formação de quedas d'água, cujo relevo chamado de "Cuesta" é
divisor de águas entre a Bacia do Rio Paranapanema e a Bacia do Rio Tietê. A Microbacia
do Córrego do Cintra está localizada na região noroeste da cidade de Botucatu, tem suas
nascentes dentro do Campus da UNESP de Rubião Junior e segue seu fluxo ao norte até a
Bacia Hidrográfica do Tietê. O presente estudo teve como objetivos avaliar os impactos
provocados pela descarga de efluente tratado e não tratado, detectar, qualitativa e
quantitativamente, possíveis fontes de contaminação pontual e difusa, analisar parâmetros
morfométricos da microbacia e propor medidas de conservação e recuperação da nascente
e matas ciliares. Os parâmetros analisados foram: Atributos organolépticos, Físico-
químicos, Espécies Químicas, Microbiológicos, Análise de Defensivos Agrícolas, além de
parâmetros Morfométricos da microbacia. As coletas de amostras de água foram bimensais
durante 12 meses, de Junho/2005 a Maio/2006, em 8 pontos diferentes ao longo do
córrego, sendo que 6 pontos de coleta (1 a 6) estão dentro desta microbacia e 2 pontos (7 e
8) estão a jusante da foz, que é divisor de águas da microbacia do Rio Araquá, onde está
localizado o Parque Ecológico Pavuna, com suas cachoeiras. Os dados das análises de
qualidade da água foram discutidos em termos de médias anuais, desvio padrão e
2
comparação entre médias (teste de Tukey). Todos os parâmetros Físico-químicos e
espécies químicas, denunciaram contaminação pontual nos pontos 1 e 2. Para os
Defensivos Agrícolas foram encontradas concentrações significativas para os Piretróides,
na ordem de 5,5 vezes o índice máximo permitido pela Portaria do Ministério da Saúde
(MS) em águas para consumo humano e detectada a
presença de Organoclorados em várias
amostras, o que é preocupante devido seu desuso e proibição do mesmo. Observou-se
também, focos pontuais de contaminação por coliformes termotolerantes que atingiram
2400 NMP/100ml. As características Morfométricas da Microbacia do Córrego do Cintra
mostram que é pouco provável a ocorrência de enchentes e inferem excelentes condições
para a agricultura agroecológica e preservação da qualidade da água da nascente a foz. Há,
mesmo assim, a necessidade de orientação no gerenciamento rural, reflorestamento da
mata ciliar e efetivação de ações com a finalidade de extinguir focos existentes de
lançamentos pontuais, visando preservar a água na nascente, seja para a população
ribeirinha, a dessedentação de animais e recreação nas cachoeiras sem causar danos à
saúde dos freqüentadores, além de minimizar a influência do Córrego do Cintra sobre o
reservatório da Barra Bonita (Tietê) em termos de eutrofização.
_________________________
Palavra chave – Córrego do Cintra, bacia hidrográfica, qualidade da água, defensivos
agrícolas, eutrofização
3
EVALUATION OF THE IMPACTS CAUSED BY TREATED
EFFLUENT DISCHARGE INTO CINTRA MICRO-WATERSHED –
BOTUCATU, SÃO PAULO STATE, BRAZIL. Botucatu, 2008. 113p.
Dissertação (Mestrado em Agronomia/Proteção de Plantas) – Faculdade de Ciências
Agronômicas, Universidade Estadual Paulista.
Author: IVALDE BELLUTA
Adviser: ASSUNTA MARIA MARQUES DA SILVA
2 SUMMARY
Botucatu is a municipality located in the central south region of
São Paulo State, 230km away from the capital, at altitudes ranging from 400 to 950m. The
landforms in this region favor the formation of waterfalls; the relief, called "Cuesta", is a
water divisor for the watersheds of Paranapanema and Tietê Rivers. Cintra Stream Micro-
watershed is situated in the northwest region of Botucatu; its headwaters are inside the
campus of São Paulo State University-UNESP, Rubião Junior District, and runs to the
north towards Tietê Watershed. This study aimed to evaluate the impacts caused by treated
and non-treated effluent discharge; detect, qualitatively and quantitatively, possible
punctual and diffuse contamination sources; analyze morphometric parameters; and
suggest conservation and recovery measures for the headwaters and riparian forests of
Cintra Micro-watershed. The analyzed parameters were: organoleptic and physicochemical
properties, chemical species, microbiological elements, pesticides, and morphometric
parameters of the micro-watershed. Water samples were bimonthly collected for 12
months, between June/2005 and May/2006, in 8 different sites over the stream, of which 6
collection sites (1–6) are inside the micro-watershed and 2 sites (7 and 8) are downstream
to its mouth. The latter is a water divisor for Araquá River Micro-watershed, where Pavuna
Ecological Park and its waterfalls are located. The data from water quality analysis were
4
discussed considering annual means, standard deviation and comparison of means
(Tukey’s test). All physicochemical parameters and chemical species indicated punctual
contamination in sites 1 and 2. For pesticides, there were significant pyrethroid
concentrations, 5.5-fold higher than the maximum index allowed by the Edict of the
Ministry of Health for waters destined to human consumption; also, organochlorines were
detected in several collections, which is worrying since they are forbidden. Besides,
punctual contamination by thermotolerant coliforms reached 2400 MPN/100ml. The
morphometric characteristics of Cintra Micro-watershed suggest this stream is not prone to
overflow and presents excellent conditions for agroecology and water quality preservation
from its headwaters to mouth. However, there is the need of rural management guiding,
riparian reforestation and actions directed to eliminate existing sites of punctual discharge,
aiming at preserving the headwaters for riparian population use, animal consumption, and
recreation in the waterfalls with no harm to the health of users, minimizing thus the
influence of Cintra Stream on Barra Bonita reservoir (Tietê) concerning eutrophication.
_________________________
Keywords – Cintra Stream, watershed, water quality, pesticides, eutrophication
5
3 INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
A água doce representa um recurso natural mais precioso do que o
petróleo para o ser humano. A redução ou ausência de petróleo traria inconvenientes à
sociedade moderna, mas a sobrevivência desta estaria imediatamente impossibilitada sem
a existência de água (SUGUIO, 2006). A água é essencial à vida. Além de constituir o
meio da maioria dos seres vivos, a água é o principal constituinte celular. Juntamente com
a sua quantidade e qualidade, que determinam o aparecimento e a manutenção dos seres
vivos na terra, “exerce diversas funções: biológica (integrante das células dos seres vivos),
ambiental (suporte dos ecossistemas aquáticos), técnico-econômica (fator de produção), e
simbólica por estar associada a valores sócios – culturais)” (ENCICLOPÉDIA, 1999 apud
CASTRO, 2003). Portanto, as formas de vida existentes na Terra dependem da água.
Mais de 97,5% da água presente no planeta é água salgada,
indisponível para beber e para a maioria dos usos. O restante, 2,5% são de água doce. A
maior parcela desta água doce (68,9%) forma as calotas polares, as geleiras e neves as
eternas, que cobrem os cumes das montanhas mais altas da Terra. Os 29,9% restantes
constituem as águas doces subterrâneas. A umidade dos solos e águas dos pântanos
representam cerca de 0,9% do total e a água doce dos rios e lagos cerca de 0,3%
(REBOUÇAS, 2006).
6
O volume de água doce existente na superfície do território
brasileiro corresponde a 11,6% de toda a água doce da superfície do planeta; 70% dessas
águas brasileiras se encontram na Bacia Amazônica e os 30% restantes encontram-se
distribuídos irregularmente pelo resto do país, onde vivem 93% da população brasileira. É
importante considerar que os 170 milhões de habitantes brasileiros correspondem a apenas
3% da população mundial (SUGUIO, 2006).
No Brasil, segundo Castro (2003), o problema não é a falta e sim a
escassez localizada da água em áreas densamente povoadas e sua disponibilidade é elevada
devido à rápida renovação dos rios. Contudo, o problema está associado ao manejo
inadequado da água, como desperdício e os privilégios de detentores do capital.
Para Castro (2003) tem-se como paradoxo do crescente uso dos
recursos hídricos, tem-se inserido cada vez mais resíduos no ambiente, que, direta ou
indiretamente, prejudicam a qualidade da água, decorrente dos mesmos motivos que levam
a necessidade por mais águas.
Ainda segundo o autor, áreas antropizadas, como o meio urbano,
requerem grande volume hídrico para satisfazer a multiplicidade de necessidades criadas
por este modo de vida. Em contrapartida, o volume de resíduos sólidos e efluentes urbanos
produzidos no uso doméstico, industrial e comercial é mais complexo, diversificado e
concentrado, o que dificulta o processo de tratamento e depuração natural da água.
Callisto et al. (2002) afirmaram que os múltiplos impactos
antrópicos sobre os ecossistemas aquáticos têm sido responsáveis pela deterioração da
qualidade ambiental de bacias hidrográficas extremamente importantes no território
brasileiro. Segundo Galdean et al. (2001) apud Callisto et al (2002), para a grande
variabilidade de rios na natureza, é necessária a proposição de classificações regionais de
rios naturais, devendo sempre considerar as condições específicas da região em que estão
inseridos.
Tanto a agricultura como a pecuária têm uma necessidade imediata:
o espaço físico. Isto faz do desmatamento a primeira conseqüência prejudicial ao ambiente.
Com isso, o solo desnudo fica exposto à lixiviação o que resulta no seu empobrecimento e
conduzem o material para áreas mais baixas, que, em geral, convergem para rios e lagos,
que podem acarretar aumento no uso de fertilizantes, desequilibrando o conteúdo de
nutrientes no solo e expondo-o à contaminação química. A exemplo disto, Soto-Jimenez
(2003) menciona o pântano Chiricahueto, Estados Unidos, que foi particularmente
7
impactado pela deposição de efluentes não tratados domésticos e industriais, além dos
agrotóxicos carreados pelas chuvas das áreas agrícolas. A conversão da floresta nativa em
extensas áreas de terras para cultivo e urbanização, foi ocupada por grandes fazendeiros. O
estudo investigou a poluição por vários metais no sedimento e suas diversas origens.
No Brasil, uma bacia hidrográfica é conhecida legalmente como
unidade de planejamento. Isto pode ser observado na resolução do Conselho Nacional do
Meio Ambiente (CONAMA, 1986a), em seu artigo 5º, ítem III , que declara: “definir os
limites da área geográfica a ser direta ou indiretamente afetada pelos impactos,
denominados de área de influência do projeto, considerando em todos os casos, a bacia
hidrográfica, na qual se localiza”. Em cumprimento desta resolução, é que vem sendo
muito utilizada no país a caracaterização das bacias. Esta caracterização contribui e muito
no fornecimento de dados e informações a respeito do ambiente que ali se insere, pois,
delimita uma região geográfica distinta. Uma microbacia, com seu ecossistema natural
preservado é a base da produção de água de forma regular e sustentável. (RODRIGUES,
2006). Sua vegetação natural, a mata ciliar, é toda a formação florestal ocorrente ao longo
dos cursos d’água, em locais sujeitos a inundações temporárias, em nascentes e olhos
d’água, que desempenha importante papel na manutenção da quantidade e qualidade das
águas, na estabilidade dos solos e no controle de processos erosivos. (PASSOS, 1998).
Assim, o manejo de bacias hidrográficas deve contemplar a
preservação de seus recursos, além de seus interferentes em uma unidade geomorfológica
da paisagem como forma mais adequada de manipulação sistêmica dos recursos de uma
região (CALHEIROS et al., 2004).
A água destinada para o consumo humano e animal deve ser isenta
de contaminantes químicos e biológicos, além de apresentar certos requisitos de ordem
estética. Entre os contaminantes biológicos, são citados os organismos patogênicos
compreendendo bactérias, vírus, protozoários e helmintos, que, veiculados pela água,
podem, através de sua ingestão, parasitar o organismo humano ou animal (BRANCO,
1974).
Considera-se que a água está contaminada quando não está
adequada para beber ou para o consumo doméstico e quando os animais não podem bebê-
la nem viver nela. A presença de impurezas tornam desagradável o uso recreativo podem
comprometer os usos industriais ou agrícolas da água. Os estudos sobre a composição das
águas superficiais de distintas bacias permitem indicar pontos que apresentam elevadas
8
cotas de contaminação, que constituem um evidente perigo para o meio ambiente (PRADA
et al., 1993).
Com esta finalidade, a utilização de diversos parâmetros para
determinar quantitativamente o impacto da poluição sobre as comunidades aquáticas e o
homem tem sido bastante comum. Instrumentos capazes de fazer medidas de qualidade de
água são úteis na detecção de cargas na composição d’água. Temperatura da água,
condutividade elétrica, pH e oxigênio dissolvido são os mais comumente monitorados
(RANALLI, 1998).
O município de Botucatu está situado na região centro-sul do
Estado de São Paulo, ocupando área territorial de 1522 km
2
e está situada a 230 km da
capital. Esta região apresenta uma geomorfologia que propicia a formação de quedas
d'água e, além da vegetação exuberante nas áreas íngremes, a riqueza paisagística está
presente no “front da Cuesta” de Botucatu. Não há registro de tal semelhança em
formações de “Cuestas” em outro local do mundo (SOUZA et al., 2003).
As águas superficiais no município de Botucatu é drenado por duas
Bacias hidrográficas, a do Rio Paranapanema e a do Rio Tietê, ambos afluentes do Rio
Paraná, integrantes, em âmbito continental, da Bacia Platina. O divisor entre as duas bacias
na região da “Cuesta” está situado a 950 m de altitude, no Distrito de Rubião Júnior. A
Bacia do Tietê, o único grande curso d’água paulista que atravessa a linha da “Cuesta” e
atinge os limites ocidentais do Estado. O rio Tietê nasce na “Serra do Mar”, no município
de Salesópolis, com 1030 metros de altitude a 22 km das praias do Atlântico. Ao contrário
de outros rios, ele se volta para o interior do Estado de São Paulo num percurso de 1140
Km da nascente até chegar ao rio Paraná, na divisa do Mato Grosso do Sul (SOUZA et al.,
2003). Considerado importante rio e apesar de receber grandes cargas de esgoto da cidade
de São Paulo, o Tietê é dotado de uso múltiplo e facilidade de articulação com a região
oeste, tal como ocorre com os eixos rodoviários.
Ainda segundo o autor, a maior parte dos rios integrantes da bacia
do Tietê são responsáveis pelo mais intenso trabalho erosivo e vitimados por fontes
poluidoras residenciais e industriais registrados em terras dos municípios. No município de
Botucatu os mais importantes são os afluentes do ribeirão Lavapés e do Rio Araquá, sendo
que ambos desaguam no rio Capivara e consequentemente atinge o reservatório da Barra
Bonita (Rio Tietê).
9
Dentre os vários afluentes do Rio Araquá, o mais importante é o
Córrego do Cintra, objeto de estudo do presente trabalho. Este córrego nasce no Jardim
Botânico, dentro do Campus da Universidade Estadual Paulista de Rubião Junior. O trecho
entre a nascente até as cachoeiras localizadas no Parque Ecológico Pavuna (7,3 km), sofre
influências do efluente tratado nas lagoas de estabilização de esgoto sanitário (SABESP -
ETE), provenientes da população do Distrito de Rubião Junior, das Unidades do Hospital
das Clínicas, laboratórios de Pesquisa do Instituto de Biociências e do Hospital Veterinário
e de áreas de pastos, pomares, dessedentação de animais com áreas desprovidas de mata
ciliar.
O Córrego do Cintra tem importância regional, na agricultura,
dessedentação de animais, irrigação, uso doméstico, recreação e lazer. As águas deste
curso d’água afetam a qualidade da água da microbacia hidrográfica do ribeirão Lavapés,
tributário da represa hidrelétrica da barra Bonita (Rio Tietê). Assim o Cintra, localizado na
Bacia Hidrográfica do Tietê, contribui para a qualidade da água do rio Tietê, que na região
encontra-se recuperado da poluição devido aos despejos da cidade de São Paulo. Este rio é
o mais importante do Estado de São Paulo e é modelo de aproveitamento múltiplo de
recursos hídricos no Brasil.
Os objetivos do presente estudo foram: avaliar os impactos
provocados pela descarga de efluente tratado e não tratado, detectar qualitativa e
quantitativamente, possíveis fontes de contaminação pontual e difusa, analisar parâmetros
morfométricos da Microbacia do Córrego do Cintra e propor medidas de conservação e
recuperação da nascente e matas ciliares. Para tanto foram analisados parâmetros Físico-
químicos, Espécies Químicas, Microbiológicos, além da determinação de Defensivos
Agrícolas e parâmetros Morfométricos da microbacia. A análise dos dados visa identificar
focos de contaminação e possíveis alterações causadas por efeitos antropogênicos
originados do uso e ocupação do solo nas suas várias aplicações e relacioná-los aos
parâmetros morfométricos da microbacia.
10
4 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
4.1 Uso e Classificação das Águas
As águas utilizadas para abastecimento e consumo humano e para
as atividades socioeconômicas deste são captadas nos rios, lagos, represas e aqüíferos
subterrâneos. Certamente, pelo fato dos mananciais se encontrarem nos domínios
terrestres, são, também, referidos como águas interiores. A classificação mundial das
águas, feita com base nas características naturais, destas, designa como água doce aquela
que apresenta teor de Sólidos Totais Dissolvidos (STD) inferior a 1.000 mg.L
-1
. As águas
com STD entre 1.000 e 10.000 mg.L
-1
são classificadas como salobras e aquelas com
mais de 10.000 mg.L
-1
são consideradas salgadas. (REBOUÇAS, 2006).
Vale ressaltar que a Resolução nº 20 do Conselho Nacional de
Meio Ambiente (CONAMA, 1986b), substituída em 17 de março de 2005 pela resolução
do Conselho Nacional de Meio Ambiente nº 357 (CONAMA, 2005), classifica no Art. 3º
as águas do território brasileiro, de acordo com a sua salinidade, em água doce (salinidade
inferior ou igual a 500 ppm), salobra (salinidade entre 500 e 30 mil ppm) e salina
(salinidade acima de 30 mil ppm) conforme o Sistema Internacional de Unidades (SI).
Quanto aos corpos de água, o CONAMA (2005, p.283), no Art. 4º
também podem ser classificadas as águas doces, salobras e salinas do Território Nacional,
11
segundo a qualidade requerida para seus usos preponderantes. Já que se trata de águas
interiores no presente estudo a classificação para água doce é o seguinte:
“I - Classe Especial: águas destinadas:
a) ao abastecimento para consumo humano, com desinfecção;
b) à preservação do equilíbrio natural das comunidades aquáticas; e,
c) à preservação dos ambientes aquáticos em unidades de conservação de proteção integral
II – Classe 1: águas que podem ser destinadas:
a) ao abastecimento para consumo humano, após tratamento simplificado;
b) à proteção das comunidades aquáticas;
c) recreação de contato primário (natação, mergulho e outros esportes aquáticos);
d) à irrigação de hortaliças que são consumidas cruas e de frutas que se desenvolvem
rentes ao solo e que sejam ingeridas sem remoção de película; e
e) à proteção das comunidades aquáticas em Terras Indígenas.
III – Classe 2: águas que podem ser destinadas:
a) ao abastecimento para o consumo humano, após tratamento convencional;
b) à proteção das comunidades aquáticas;
c) à recreação de contato primário (natação, mergulho e outros esportes aquáticos);
d) à irrigação de hortaliças, plantas frutíferas e de parques, jardins, campos de esportes, etc
e) à agricultura e à atividade de pesca.
IV – Classe 3: águas que podem ser destinadas:
a) ao abastecimento para consumo humano, após tratamento convencional ou avançado;
b) à irrigação de culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras;
c) à pesca amadora;
d) à recreação de contato secundário (existe menor risco de ingestão de água); e
e) dessedentação de animais.
V - Classe 4: águas que podem ser destinadas:
a) à navegação; e
b) à harmonia paisagística.”
Para garantir aos usuários o acesso à água é preciso estabelecer um
critério de qualidade, segundo a sua finalidade. O enquadramento dos corpos de água em
classes, de acordo com a qualidade a ser pretendida ou mantida é um dos instrumentos
mais importantes para a gestão de uma bacia hidrográfica. As águas doces em território
nacional, são classificadas, segundo a qualidade requerida para seus usos. As águas de
12
melhor qualidade podem ser aproveitadas em usos comuns do dia-a-dia das pessoas
(CONAMA, 2005). A Lei Federal nº 9.433 de 08 de janeiro de 1997, em seu Art. 9º,
dispõe sobre o enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos
preponderantes da água. No Art. 10º é descrito que as classes dos corpos de água serão
estabelecidas por uma legislação ambiental específica (BRASIL, 1997). Enquanto não
aprovados os respectivos enquadramentos, as águas doces serão classificadas como Classe
2, exceto se as condições de qualidade atuais forem melhores, o que determinará a
aplicação da classe mais rigorosa correspondente, segundo o Art. 42º do CONAMA
(CONAMA, 2005).
Segundo o Art. 14º do CONAMA (2005 p. 285), as águas doces de
Classe 1 observarão as seguintes condições e padrões:
“I- Condições de qualidade de água:
a) não verificação de efeito tóxico crônico a organismos, de acordo com os critérios
estabelecidos pelo órgão ambiental competente, ou, na sua ausência, por instituições
nacionais ou internacionais renomadas, comprovado pela realização de ensaio
ecotoxicológico padronizado ou outro método cientificamente reconhecido;
b) materiais flutuantes, inclusive espumas não naturais: virtualmente ausentes;
c) óleos e graxas: virtualmente ausentes;
d) substâncias que comuniquem gosto ou odor: virtualmente ausentes;
e) corantes provenientes de fontes antrópicas: virtualmente ausentes;
f) resíduos sólidos objetáveis: virtualmente ausentes;
g) Coliformes termotolerantes: para uso de recreação de contato primário deverão ser
obedecidos os padrões de qualidade de balneabilidade, previsto pela Resolução CONAMA
nº 274, de 29 de novembro de 2000 (CONAMA, 2000). Para os demais usos, não deverá
ser excedido um limite de 200 Coliformes termotolerantes por 100mililitros em 80% ou
mais de pelo menos 6 amostras, coletadas durante o período de um ano, com frequência
bimestral. A E. Coli poderá ser determinada em subtituição ao parâmetro Coliformes
termotolerantes, de acordo com limites estabelecidos pelo órgão ambiental competente;
h) DBO 5 dias a 20ºC até 3 mg.L
-1
O
2
;
i) OD, em qualquer amostra, não inferior a 6 mg.L
-1
O
2
;
j) turbidez até 40 unidades nefelométricas de turbidez (UNT);
l) cor verdadeira: nível de cor natural do corpo de água em mg Pt.L
-1
; e
m) pH: 6,0 a 9,0.
13
Segundo o Art. 15º, aplicam-se às águas doces de Classe 2 as
condições e padrões de Classe 1, à exceção do seguinte (APÊNDICE I).
I – não será permitida a presença de corantes provenientes de
fontes antrópicas que não sejam removíveis por processo de coagulação, sedimentação e
filtração convencionais;
II – Coliformes termotolerantes: para uso de recreação de contato
primário deverá ser obedecida a Resolução 274 (CONAMA, 2000 p. 257). Para os demais
usos, não deverá ser excedido um limite de 1.000 Coliformes termotolerantes por 100
mililitros em 80% ou mais de pelo menos 6 (seis) amostras, coletadas durante o período de
um ano, com frequência bimestral. A E. coli poderá ser determinada em substituição ao
parâmetro Coliformes termotolerantes, de acordo com limites estabelicidos pelo orgão
competente;
III – cor verdadeira: até 75Pt.L
-1
;
IV – turbidez: até 100 UNT;
V – DBO 5 dias a 20ºC até 5 mg.L
-1
O
2
;
VI – OD, em qualquer amostra, não inferior a 5 mg.L
-1
;
VII – clorofila a: até 30 µg.L
-1
;
VIII – densidade de cianobactérias: até 50.000 cel.mL
-1
e;
IX – fósforo total:
a) até 0,030 mg.L
-1
, em ambientes lênticos; e,
b) até 0,050 mg.L
-1
, em ambientes intermediários, com tempo de resistência entre 2 e
40 dias, e tributários diretos de ambiente lêntico”.
4.2 Ciclo da água
A água se recicla através de um processo denominado Ciclo
Hidrológico (Figura 1), cuja denominação se dá em função da circulação contínua da água
na hidrosfera, para a biosfera e atmosfera, com retorno para os continentes através da ação
da energia solar que chega à superfície terrestre. De acordo com Tundisi (2003), os fatores
que impulsionam o ciclo hidrológico são: a energia térmica solar, a força dos ventos, que
transportam vapor d’água para os continentes e a força da gravidade, responsável pelos
fenômenos da precipitação, da infiltração e deslocamento das massas de água. Para Suguio
(2006), “a água superficial dos rios, lagos e oceanos é evaporada lentamente e, após
permanecer por cerca de 10 dias (tempo médio de residência) na atmosfera, é precipitada
14
sobre os continentes na forma de chuva ou neve. Esta água é parcialmente infiltrada no
subsolo, sendo convertida em água subterrânea. A outra parte escoa-se pela superfície
terrestre e atinge os lagos, pântanos e rios, enquanto outra parcela, por evaporação, retorna
à atmosfera”.
Figura 01- Ciclo Hidrológico
Fonte: BASSOI, 2005
4.3 Planejamento e gestão dos Recursos Hídricos
Após a Segunda Guerra Mundial (1939-1945), na década de 1960,
os países da Europa começaram a perceber que as opções de desenvolvimento,
industrialização e recuperação da economia pós-guerra estavam levando a uma poluição
muito grande, o que os fez criar mecanismos de combate e controle dessa poluição.
Considerando os acontecimentos internacionais, na reunião de Estocolmo sobre meio
ambiente, em 1972, a preocupação era ambiental, como um todo. O problema da água foi
abordado no final da década de 1970 e início de 1980, quando os profissionais brasileiros
começaram a pensar em gerenciar a água (MOREIRA, 2006).
O planejamento e gestão de recursos hídricos dependem de
informações confiáveis tanto no que diz respeito à demanda como à oferta da água. Essa
última só poderá ser adequadamente estimada se existirem redes de monitoramento que
gerem dados confiáveis sobre as variáveis que indiquem a quantidade disponível e a
respectiva qualidade das águas. Interessa também conhecer a variabilidade espacial e
temporal das águas atmosféricas, superficiais e subterrâneas (BRAGA et al., 2006). Neste
sentido, o papel da universidade e dos pesquisadores, como cidadãos é tornar público o
15
conhecimento produzido, cumprindo sua responsabilidade social. Para Felicidade et al.
(2006), a universidade é parte constitutiva da sociedade, cujo papel é de relevância
incontestável, pois produz e difunde o conhecimento científico que nutre muitas
concepções e práticas adotadas pelos usuários. As informações geradas pelos institutos de
pesquisa, são necessárias à tomada de decisões pelos gestores e a interação contínua e
permanente entre os gerentes e os pesquisadores, é vital para a implantação de políticas
públicas em nível municipal, regional, estadual e federal (TUNDISI, 2005). Assim, essas
informações resulte um passo a mais no conhecimento dos processos da natureza
(GREENBERG et al., 2005).
Na Rio 92, Conferência das Nacões Unidas sobre Meio Ambiente e
Desenvolvimento, com a implementação da Agenda 21, foram propostas novas soluções
para o gerenciamento de recursos hídricos, em níveis local, regional, nacional e
internacional. Para Tundisi (2003), os elementos fundamentais para o gerenciamento
integrado, em nível local, ou seja, de uma determinada bacia hidrográfica são os seguintes:
• Descentralização da gestão, implantação de instrumentos legais e ação através da
organização institucional em nível de bacia hidrográfica;
• Proteção do hidrociclo e dos mananciais;
• Purificação e tratamento de águas (efluentes industriais e esgotos domésticos);
• Conservação da biodiversidade e dos habitats na bacia hidrográfica;
• Gerenciamento conjunto da quantidade e qualidade da água;
• Proteção do solo, prevenção da contaminação e eutrofização;
• Gerenciar conflitos e otimizar usos múltiplos adequando-os à economia regional;
• Monitoramento sistemático e permanente da qualidade e quantidade de água;
• Promoção de avanços tecnológicos na gestão integrada; monitoramento em tempo
real, indicadores biológicos de contaminação;
• Ampliar a capacidade preditiva do gerenciamento por bacia hidrográfica e dar
condições para a promoção de orientações estratégicas para prospecção e a procura
de alternativas.
Segundo Braga et al. (2006), as informações básicas necessárias a
um adequado gerenciamento dos recursos hídricos envolvem:
• Características físicas dos sistemas hídricos: relevo, hidrografia, geologia, solo,
cobertura vegetal, ações antrópicas, obras hidráulicas entre outros;
16
• Comportamento hidroclimatológico: séries históricas e em tempo real de variáveis
climáticas, pluviometria, fluviometria, sedimentometria e qualidade de água;
• Dados socioeconômicos: dados censitários sobre população, produção indústrial,
produção agrícola e ocupação rural e, principalmente, dados referentes ao uso e
impacto dos recursos hídricos.
Segundo Martins e Felicidade (2006), a criação de mercados de
direito de água implica prejuízos econômicos e ameaça a própria existência de excluídos
das relações de propriedades do recurso. Nesse sentido, mesmo a simples cobrança pelo
uso da água já traz consigo a possibilidade de gerar novos excluídos sociais. Submeter o
acesso à água a relações lógicas de mercado significa não só privatizar e mercantilizar o
ciclo hidrológico natural, mas também criar relações de domínio sobre as possibilidades de
reprodução, tanto dos novos excluídos do acesso ao recurso quanto de outras espécies
naturais. Contudo, a criação de mercados de direito da água não é uma forma alternativa de
gestão dos recursos hídricos, mas uma nova frente de investimentos e acumulação de
capital, mantendo, evidentemente, todas as características excludentes que o mercado
resguarda.
4.4 Aspectos jurídicos da gestão das águas no Brasil
A lei máxima do Brasil trata do meio ambiente em diversos
dispositivos, ou seja, é a Constituição Federal, promulgada em 5 de outubro de 1988, e
especificamente o artigo 225, que consolida o direito ao meio ambiente ecologicamente
equilibrado e à sadia qualidade de vida de todos (PINTO et al., 2008). Muitas das
legislações existentes no Brasil se interligam, como é o caso da Lei Federal de Recursos
Hídricos e o Código Florestal. O artigo 2º deste normativo enumera as áreas consideradas
de preservação permanente (APP). Neste âmbito, por exemplo, as faixas marginais dos
cursos de água têm proteção específica, tomando em conta a metragem de largura do curso
de água. É o caso, também, do entorno de lagoas, lagos e reservatórios (BRASIL, 1965). O
primeiro documento legal especificamente voltado às águas foi o Código de águas, cujo
Decreto Federal é o nº 24.643, de 10 de julho de 1934, segundo o qual as águas poderiam
ser de domínio público ou privado (BRASIL, 1934). Com o advento da Constituição
Federal, as águas foram alçadas à categoria de bens de uso comum do povo (artigo 225),
não mais se admitindo a propriedade privada das águas. Diz a Constituição Federal, em seu
artigo 20, III, “São bens da União os lagos, rios e quaisquer correntes de água em terrenos
17
de seu domínio, ou que banhem mais de um Estado, sirvam de limites com outros países,
ou se estendam a território estrangeiro ou dele provenham, bem como os terrenos
marginais e praias fluviais” (PINTO et al., 2008). A Lei Federal nº 9.433, de 7 de janeiro
de 1997, instituiu a Política Nacional de Recursos Hídricos (PNRH) e criou o Sistema de
Informação de Gerenciamento de Recursos Hídricos (SINGREH). Em linhas gerais, a
PNRH se fundamenta na noção de que a água, bem de uso comum do povo, é um recurso
natural limitado e dotado de valor econômico, devendo sua gestão ser descentralizada e
contar com a participação do Poder Público, dos usuários e das comunidades, bem como
deve, sempre, proporcionar o seu uso múltiplo, fixando a bacia hidrográfica como unidade
territorial para sua implementação e para a atuação do SINGREH. No âmbito do Estado de
São Paulo, a Constituição Estadual prevê para esse sistema a obrigação de congregar
órgãos estaduais, municipais e sociedade civil, reiterando os ideais de gestão participativa e
descentralizada, respeitadas as particularidades de cada bacia hidrográfica (BRASIL,
1997). Destaca-se, ainda, a Lei Estadual de São Paulo 7.663, de 30 de dezembro de 1991,
que estabeleceu normas de orientação à Política Estadual de Recursos Hídricos bem como
ao SINGREH, criado pela Constituição Estadual (BRASIL, 1991). O Comitê de Bacias
Hidrográficas Sorocaba Médio Tietê – CBH-SMT (2008), a lei 7.663/91 dividiu o Estado
de São Paulo em vinte e duas Unidades de Gerenciamento de Recursos Hídricos
(UGRHI’s), ficando, cada uma delas, sob o gerenciamento de um Comitê de Bacia
Hidrográfica (CBH). Cada UGRHI é identificada por um número. A bacia dos rios
Sorocaba e Médio Tietê, por exemplo, recebeu o número 10 (UGRHI-10). As principais
atribuições dos Comitês de Bacias Hidrográficas (CBH) são:
• aprovar o plano de bacia hidrográfica;
• elaborar os relatório de situação anuais;
• aprovar a proposta de aplicação de recursos financeiros a serem utilizados nas
bacias hidrográficas e promover entendimento entre os usuários dos recursos
hídricos.
O CBH-SMT subdividiu a UGRHI-10 em seis sub-bacias (Figura
2), que são:
Médio Tietê Superior: Abrange os municípios de Araçariguama, Cabreúva, Itu, São Roque
e Salto;
Médio Tietê Médio: Abrange os municípios de Boituva, Cerquilho, Porto Feliz e Tietê;
18
Médio Tietê Inferior: Abrange os municípios de Anhembi, Bofete, Botucatu, Conchas,
Pereiras, Porangaba e Torre de Pedra;
Alto Sorocaba: Abrange os municípios de Ibiúna e Vargem Grande Paulista;
Médio Sorocaba: Abrange os municípios de Alumínio, Araçoiaba da Serra, Iperó,
Mairinque, Sorocaba e Votorantim;
Baixo Sorocaba: Abrange os municípios de Alambari, Capela do Alto, Cesário Lange,
Laranjal Paulista, Piedade, Salto de Pirapora, Sarapuí, Quadra, Tatuí e Jumirim.
Figura 02- Subdivisão da UGRHI-10
Fonte: www.cbhsmt.com.br/comite
A Lei Federal nº 9.433, de 1997, também implantou a política
sobre os recursos hídricos no Brasil e determina que os Comitês de Bacias Hidrográficas
(CBH) são integrantes do SINGREH, sendo uma de suas atribuições estabelecer os
mecanismos de cobrança pelo uso de recursos hídricos (BRASIL, 1997). É decorrência do
princípio do usuário – pagador ou do poluidor – pagador, já consagrado no direito
ambiental e cristalizado no artigo 4º, VII, da Lei Federal nº 6.938, de 1981, segundo o qual
a Política Nacional de Meio Ambiente visará impor ao usuário uma contribuição pela
utilização de recursos ambientais com fins econômicos, visto que aqueles que fizeram uso
para fins econômicos deverão se responsabilizar pelos custos de tal poluição/utilização
(BRASIL, 1981). A cobrança serve, ainda, como instrumento de indução do uso racional
19
da água. Isto porque será cobrado mais daquele que mais utilizar a água, seja em termos de
quantidade (captação, por exemplo) ou qualidade (lançamento de efluentes, por exemplo),
forçando, assim, os usuários a buscarem a adoção de métodos mais eficientes em suas
atividades, preservando a quantidade e qualidade de água existente no corpo hídrico
(BRASIL, 1997). Segundo o Sistema de Informação para o Gerenciamento de Recursos
Hídricos - SINGRH (2008), os valores arrecadados com a cobrança pelo uso de recursos
hídricos (captação/derivação, transporte e diluição de efluentes) constituirão em fonte
orçamentária do FEHIDRO (Fundo Estadual de Recursos Hídricos) e serão aplicados
prioritariamente na bacia hidrográfica em que foram gerados; serão utilizados no
financiamento de estudos, programas, projetos e obras incluídos nos Planos de Recursos
Hídricos da Bacia aprovados pelo Comitê e também no pagamento de despesas de
implantação e custeio administrativo dos CBHs e suas Agências de Água.
Conforme a Coordenadoria de Assistência Técnica Integral - CATI
(2008), no interior do Estado de São Paulo foi implantado o Programa de Microbacias
Hidrográficas, em uma parceria entre o Governo do Estado e o Banco Internacional para a
Reconstrução e o Desenvolvimento (BIRD), além de prefeituras municipais. O programa é
executado pela Secretaria de Agricultura e Abastecimento, por meio da CATI, com o
objetivo de estabelecer uma política de preservação do solo e da água. A atuação é feita em
todo o Estado, incentivando as comunidades rurais a reverem ações, valores culturais e
sociais, além de apoiar atividades que propiciam resultados positivos na recuperação
ambiental e na qualidade de vida dessas comunidades de maneira sustentável.
4.5 Bacias Hidrográficas
A bacia hidrográfica, segundo Lima (2003), é a unidade de
estudo que mais favorece o desenvolvimento de pesquisas relacionadas ao ciclo
hidrológico e que se ajusta aos objetivos de planejamento agrícola e ambiental. Wiessman
et al. (1972) apud Villela e Mattos (1975) definem bacia Hidrográfica como sendo uma
área definida topograficamente, drenada por um curso d’água ou sistema conectado de
cursos d’água tal que toda vazão efluente seja descarregada através de uma simples saída.
A bacia hidrográfica é considerada como uma unidade de relevo que contribui para um
único coletor de águas pluviais (Figura 3).
20
Figura 03- Desenho esquemático de uma Microbacia
Fonte: ANA, 2004
Segundo Lima (1996) apud Santos (2004), a bacia hidrográfica é
uma área de captação natural da água da chuva que proporciona o escoamento para o canal
principal e seus tributários, sendo seu limite superior, o divisor de águas (topográfico) e a
delimitação inferior a saída da bacia. Ou ainda, segundo Silva et al. (2007a), bacia
hidrográfica ou bacia de drenagem é uma área da superfície terrestre que drena água,
sedimentos e materiais dissolvidos para uma saída comum, num determinado ponto de um
canal fluvial, cujos limites são conhecidos como divisores de drenagem ou divisores de
águas .
Aspectos Morfométricos
Para o estudo do uso e ocupação do solo em uma determinada
microbacia hidrográfica, é necessário o conhecimento de alguns parâmetros, os quais
fornecem bases para se inferir sobre os processos de identificação e compreensão do que
está ocorrendo ou ocorreu neste ambiente geográfico.
As características físicas de uma bacia hidrográfica são elementos
de grande importância para o seu comportamento hidrológico, existindo uma estreita
correspondência entre o regime hidrológico e estes elementos, sendo de grande utilidade
prática o seu conhecimento. Estas relações podem determinar indiretamente valores
21
hidrológicos em seções ou locais de interesse, nos quais faltem dados ou em regiões onde,
devido a fatores de ordem física ou econômica, não seja possível a instalação de
equipamentos de medição (VILLELA e MATTOS, 1975).
A área de uma bacia compreende a área delimitada pelo divisor de
águas, sendo este elemento básico para o cálculo de suas características. Conforme Villela
e Mattos (1975), a área de uma bacia é a área plana (projeção horizontal) inclusa entre seus
divisores topográficos. Lima (1996) afirma que o parâmetro área é a variável de maior
importância, sendo que esta deve ser definida com maior rigor, pois oferece características
que influenciam na bacia hidrográfica.
Para Villela e Mattos (1975), as bacias hidrográficas dos grandes
rios apresentam a forma de uma pêra ou de um leque, mas as pequenas bacias variam
muito no formato, dependendo da estrutura geológica do terreno. Os mesmos autores
relatam que existem vários índices utilizados para determinar a forma das bacias,
relacionando-as com formas geométricas conhecidas. Na Figura 4 é apresentada a
comparação das formas geométricas com o formato da microbacia hidrográfica. A- Bacia
comparada com a forma de um circulo; B- Bacia comparada com a forma de um retângulo
e C- Bacia comparada com a forma de um triângulo
Figura 4- Formas das microbacias hidrográficas
Fonte: CHRISTOFOLETTI (1980)
Ainda segundo os autores, a forma superficial de uma bacia
hidrográfica é importante, pois com base na mesma se pode inferir sobre o tempo de
concentração ou, em termos gerais, determinar o tempo que a água leva dos limites da
22
bacia para chegar à saída da mesma. Dentre os parâmetros para os cálculos da forma de
uma bacia hidrográfica pode-se citar:
Fator de forma (Ff)
Segundo Rocha (1997), quanto menor for o valor do fator de
forma, mais próxima da figura geométrica será a forma da microbacia. Neste caso, as
microbacias de formato retangulares ou triangulares são menos susceptíveis a enchentes
que as circulares, ovais ou quadradas, que têm maiores possibilidades de chuvas intensas
ocorrerem simultaneamente em toda a sua extensão, concentrando grande volume de água
no tributário principal. Este parâmetro vai indicar a propensão de uma bacia hidrográfica à
ocorrência de enchentes. As bacias com valores de fator de forma baixo, ou seja, mais
próxima da figura geométrica, são menos sujeitas a enchentes do que uma bacia de mesmo
tamanho, porém com maior fator de forma. Isso se deve ao fato de que uma bacia estreita e
longa, com fator de forma baixo, não ter a possibilidade de ocorrências de chuvas intensas
cobrindo simultaneamente toda sua extensão (CARDOSO, 2002).
Coeficiente de compacidade (Cc)
O coeficiente de compacidade é a relação entre o perímetro da
bacia e a circunferência de um círculo de área igual à da bacia. O valor encontrado é
adimensional, variando conforme a forma da bacia, independentemente de seu tamanho
(VILLELA; MATTOS, 1975). Este índice relaciona a forma da bacia a um círculo.
Quando os valores são iguais a unidade indicam bacia precisamente circular e quando
superior, pode-se inferir a uma bacia alongada tendendo a um triângulo.
Índice de circularidade (Ic)
Este parâmetro também relaciona a área da bacia hidrográfica e a
área de uma circunferência de mesmo perímetro que a bacia. Este índice foi proposto por
Miller (1953) apud Christofoletti, 1980, e citado por Lima (1996). Os índices encontrados
demonstram a propensão da bacia ao risco de enchentes. Para Rocha (1997) quando a bacia
tem o formato circular, o índice de circularidade é um, e quanto maior for o valor deste
índice, maior será o perigo de enchentes, pois a concentração de água no tributário
principal é maior, quando se tem chuvas intensas cobrindo toda sua extensão. Nestes casos,
as bacias devem ser mais protegidas em cobertura florestal e conservação do solo.
23
Sistema de drenagem
Villela e Mattos (1975) afirmam que o sistema de drenagem de
uma bacia hidrográfica é constituído pelo rio principal e seus tributários e que seus estudos
são de extrema importância, pois indicam a maior e menor velocidades com que a água
deixa a bacia hidrográfica ou melhor dizendo, define o escoamento de uma bacia. Para isto
há necessidade de se conhecer a drenagem interna de uma bacia hidrográfica. Esse estudo
visa conhecer seu ordenamento, ou seja, classificá-las.
Ordenamento dos cursos d’água
A classificação da ordem de um rio oferece parâmetros mediante os
quais podem se conhecer o grau de ramificação e ou a bifurcação que se tem dentro da
bacia hidrográfica, sendo atribuída a classificação de Strahler, como forma de classificar
uma rede de drenagem. Strahler (1957) designou o ordenamento das redes de drenagem da
seguinte forma: os canais primários são designados de 1a ordem e a junção de dois canais
primários forma um de 2a ordem, e assim sucessivamente (Figura 5). Já um canal de uma
dada ordem ligado a um canal de ordem superior não altera a ordem deste. A ordem do
canal à saída da bacia é também a ordem da bacia.
Figura 5- Sistema de classificação da rede de drenagem
Fonte: STRAHLER, 1957
24
Densidade de drenagem (Dd)
Horton (1945) definiu densidade de drenagem como sendo a
relação entre o comprimento total dos canais e a área da bacia hidrográfica, sendo este
índice considerado importante, pois reflete a influência da geologia, topografia, vegetação
e solos de uma bacia hidrográfica, e está relacionado com o tempo gasto para o escoamento
superficial da bacia. A densidade de drenagem varia inversamente com a extensão do
escoamento superficial, portanto, fornece uma indicação da eficiência da drenagem da
bacia. Esse índice varia de 0,5 Km/Km2, para bacias com drenagem pobre, a 3,5 km/km2
ou mais para bacias excepcionalmente bem drenadas (VILLELA; MATTOS, 1975).
Sinuosidade (Sin)
Relação entre o comprimento do rio principal e o comprimento de
um talvegue, sendo este índice o fator que demonstra e controla a velocidade de
escoamento de um rio (VILLELA; MATTOS, 1975).
Cardoso (2002) informa que quanto mais próximo da unidade for o
resultado, menor será a sinuosidade do rio principal, conseqüentemente, menores os
impedimentos naturais ao desenvolvimento desse curso d’água. Nesse contexto, a
velocidade de escoamento de águas pluviais pelo curso principal tende a ser maior.
Declividade média (D%)
Conforme Lima (1996), a declividade de uma bacia hidrográfica
tem relação importante com vários processos como o hidrológico, o escoamento, a
infiltração e a umidade do solo, entre outros, pois este é um fator que regula o tempo de
duração do escoamento superficial. Para Rocha (1997), a magnitude dos picos de
enchentes e infiltração de água, causando, como conseqüência, um maior ou menor grau de
erosão, dependem da declividade média da microbacia (que vai determinar maior ou menor
velocidade de escoamento da água superficial), associada à cobertura vegetal e ao tipo e
uso do solo.
Perfil longitudinal do rio principal da microbacia
O perfil longitudinal do rio principal de uma bacia hidrográfica é a
forma didática de representar o comportamento da declividade do rio, desde a nascente até
a foz.
25
Segundo Cardoso (2002), muitas vezes em razões de escalas
reduzidas da base cartográficas, as curvas de níveis encontram-se reduzidas e, com isto, a
representação do perfil exigirá exagero vertical.
4.6 Parâmetros de qualidade das águas
“As pesquisas que envolvem qualidade de água têm sido voltadas
aos rios, represas e lagos, uma vez que as águas superficiais se constituem ainda na
principal fonte de abastecimento. Em tais análises, a qualidade é definida em função de
parâmetros físicos, químicos e biológicos” (DONATI, 1993; TRNOVEC, 1993; ROIG
1993; KABDASLI, 1993 apud CASTRO, 2003). Segundo Conte (1999), o levantamento
de dados relativos a esses aspectos, pode contribuir para a formação de um banco de dados
que poderá ser utilizado ou completado por outras pesquisas.
Callisto et al. (2002) afirmam que os múltiplos impactos antrópicos
sobre os ecossistemas aquáticos têm sido responsáveis pela deterioração da qualidade
ambiental de bacias hidrográficas extremamente importantes no território brasileiro.
Segundo Galdean et al. (2001) apud Callisto et al. (2002), para a grande variabilidade de
rios na natureza, é necessária a proposição de classificações regionais de rios naturais,
devendo sempre considerar as condições específicas da região em que estão inseridos.
Estudos de Soares et al. (2006) visaram recompor a mata ciliar e de
nascentes em trechos do ribeirão Guaratinguetá- SP, por meio de reflorestamento
heterogêneo com espécies nativas e estudos dos fenômenos da natureza, associados à
dinâmica da ocupação das terras imposta pelo homem (CARVALHO, 2006). Já, Ferreira et
al. (2007) avaliaram o processo de regeneração natural da vegetação presente do entorno
de uma nascente em Lavras – MG, como subsídio para sua recuperação e conservação.
A conservação das florestas em todos os biomas, as Áreas de
Preservação Permanente (APP) (nascente e mata ciliar) e as Áreas de Reserva Legal (ARL
- florestas), favorece a conservação da água e da biodiversidade. Isto é fundamental para
preservar a vida na Terra, bem como para assegurar aos homens um banco de
germoplasma “in situ”, como fonte viva de essências vegetais e de vida animal silvestre
(RODRIGUES; CARVALHO, 2006).
Contudo, o uso de defensivos agrícolas na agricultura brasileira,
para o controle de diversos tipos de pragas, vem sendo aplicado indiscriminadamente pelos
agricultores resultando em graves problemas de contaminação do solo. A transferência dos
26
defensivos agrícolas do solo para a água ocorre, principalmente, pelo escoamento
superficial e por lixiviação. No processo de escoamento superficial, esses compostos
contaminam as águas superficiais e no de lixiviação, as águas subterrâneas.
As atividades agrícolas realizadas no Brasil são dependentes de
defensivos agrícolas e demandam estudos do impacto desses produtos no ambiente. Seu
uso no controle de pragas e doenças de diversos cultivos existentes nos estados brasileiros,
vem colocando o país entre os maiores usuários desses compostos, conforme informações
do Programa de Análise de Resíduos de Praguicidas em Alimentos da Agencia Nacional de
Vigilância Sanitária (ANVISA). Um Relatório desse programa, publicado em 2005,
ressalta que o Brasil consumiu cerca de US$ 4,2 bilhões desses agentes no ano anterior e
quando avaliado o consumo nos dez países que representam cerca de 70% do mercado
mundial, o Brasil aparece como o 4º maior consumidor (UNICAMP, 2006).
Os organoclorados são compostos sintéticos, com proibição de uso
pela portaria 329 do Ministério da Agricultura (BRASIL, 1985), devido aos seus efeitos no
meio ambiente e à saúde humana. Em ecossistemas aquáticos, os organoclorados são
bioacumulados nos tecidos de espécies aquáticas devido a sua baixa hidrossolubilidade e
em algumas espécies pode ocorrer, também, a biomagnificação, resultante da seqüência de
etapas de bioacumulação que ocorrem ao longo da cadeia alimentar (BAIRD, 2002). A
Organização Mundial de Saúde - OMS (1995) classifica os Organoclorados como
"possivelmente cancerígenos para os seres humanos" e eles também têm, provavelmente,
efeitos tóxicos sobre a reprodução humana.
O principal motivo da restrição do uso dos Organoclorados envolve
sua toxicidade elevada para peixes e para grande parte da microbiota aquática, assim como
seu elevado potencial de bioacumulação nos organismos com conseqüente contaminação
em toda a cadeia alimentar, além de sua grande resistência à degradação microbiana e da
elevada persistência em todos os compartimentos ambientais, pois o tempo de meia vida
desses compostos é de alguns meses até cerca de 30 anos, dependendo do produto
(GASPAR et al., 2005).
Os Piretróides são também sintéticos e apresentam estrutura e ação
semelhante à piretrina, que é natural. São produzidos a partir de extrato de flores de
piretreno (Chrysanthemum cinerariefolium). No grupo dos Piretróides, a Cipermetrina e a
Deltametrina são classificadas como tipo II que, no homem, apresenta efeito sobre o
Sistema Nervoso Central e caracteriza-se por uma intensa salivação, tremores grosseiros
27
generalizados e locomoção anormal, envolvendo rigidez da parte posterior do corpo
(VAROLI, 2006). Os piretróides apresentam curta persistência no meio ambiente, alta
atividade para insetos e baixa toxicidade para mamíferos e não há registro de acumulação
em seres vivos (OVIEDO, 2003).
Os organofosforados foram os primeiros a substituírem os
organoclorados, devido a sua biodegrabilidade. Nos estudos realizados por Das et al.
(2005), os carbamatos e os organofosforados não apresentaram qualquer efeito residual no
solo, devido à rápida degradação microbiana dos resíduos e seus metabólitos.
Segundo Guerra et al. (1999) apud Pessoa et al. (2006), as
características próprias do local em que os produtos são aplicados possibilitam avaliar a
tendência natural de transporte dos defensivos agrícolas, subsidiando informações
imprescindíveis ao planejamento ambiental local. As avaliações dessas tendências devem
priorizar aspectos que possibilitem visualizar sua interrelação com outros fatores do
ambiente. Entre esses, citam-se os aspectos geológicos, pedológicos e uso e ocupação de
solos já existentes como essenciais para caracterizar, avaliar e efetuar prognósticos de
áreas agrícolas.
A preocupação com a contaminação de ambientes aquáticos
aumenta, principalmente, quando a água é usada para o consumo humano. A Comunidade
Econômica Européia estabeleceu 0,0001 mg.L
-1
como concentração máxima admissível de
qualquer defensivos agrícolas em águas destinadas para o consumo humano (BRASIL,
2004). A EPA (Environmental Protection Agency) dos Estados Unidos e a OMS (1995)
estabeleceram níveis máximos para estes compostos individuais em água destinada ao
consumo humano, com base em estudos toxicológicos e epidemiológicos (DORES;
FREIRE, 2001). A Resolução do CONAMA (2005) estabelece limites máximos de
contaminantes em águas, dependendo do seu destino, sendo que, entre estes, estão alguns
inseticidas organofosforados, organoclorados e carbamatos. No entanto, estas legislações
não contemplam a maioria dos defensivos agrícolas em uso atualmente como, por
exemplo, os piretróides. É importante que se estabeleçam formas de utilização dos dados
coletados, permitindo que essas informações sejam úteis ao gestor dos recursos hídricos e à
sociedade e que delas resulte um passo a mais no conhecimento dos processos da natureza
(BRAGA et al., 2003).
A exemplo de muitos países desenvolvidos e em desenvolvimento,
o Brasil vem sendo afetado pelos efeitos antrópicos ligados aos recursos hídricos desde a
28
sua descoberta, quando os primeiros colonizadores se estabeleceram no território
brasileiro. As unidades de estudo que mais favorecem o desenvolvimento de pesquisas
relacionadas à qualidade da água de rios são as bacias hidrográficas. Assim, o manejo das
bacias deve contemplar a preservação de seus recursos, além de seus interferentes em uma
unidade geomorfológica da paisagem como forma mais adequada de manipulação
sistêmica dos recursos de uma região (CALHEIROS et al., 2004).
Trabalhos nacionais e internacionais denotam o conhecimento da
estrutura e do funcionamento destes ecossistemas, viabilizando portanto o seu manejo e a
maximização produtivida.
Estudos de qualidade de água foram realizados nos rios da Galícia,
na bacia do rio Grande e em Castro, na Espanha, com o objetivo de obter informações
sobre o seu estado atual em 4 estações que apresentavam cotas de contaminação de origem
urbano, industrial e agrícola. Dentre os vários parâmetros analisados, o pH apresentou-se
levemente ácido em todos os pontos; a condutividade elétrica estava elevada somente na
foz, devido a salinidade do mar; o nitrito apresentou-se elevado somente na estação 2; o
fosfato esteve abaixo do limite com aumento somente no seguimento final do rio e a
concentração de OD superou os indicadores de qualidade nas duas bacias, apresentando
níveis ótimos de oxigenação na água. Os resultados obtidos foram considerados
satisfatórios e servem de preâmbulo para a realização de controle periódico Das águas dos
rios da Galícia. (PRADA et al., 1993).
Judová e Janský (2005) estudaram o efeito do uso indiscriminado
de fertilizantes em áreas rurais na República Tcheca, país membro da União Européia, e
concluíram que a diminuição do escoamento de águas superficiais com esses elementos
pode ser alcançada com a aplicação de medidas apropriadas às condições do solo e à
demanda da agricultura e com o controle de erosão através do plantio de mata ciliar, de
modo que a água com matéria orgânica não atinja o leito do rio.
O rio Arno, na Itália, é considerado um rio altamente poluído, que
compreende 89 km desde a cidade de Nave di Rosano até a cidade de S. Giovanni allá
Vena, onde ocorrem áreas industriais com seus efluentes não tratados, agricultura ao longo
do rio, além de vários outros rios tributários e cidades que contribuem com a poluição. O
gerenciamento e estratégias de controle da poluição através do OD e DBO, foram
necessários para manter os teores de carga orgânica abaixo dos níveis considerados de
segurança (CAMPOLO et al., 2002).
29
Chattopadhyay et al. (2005) avaliaram as práticas de uso e
ocupação do solo em áreas urbanas e rurais e sua contribuição na deterioração da água na
Bacia do Rio Chalakudy, em Kerala, na Índia, através do uso intensivo de compostos
nitrogenados (nitrato e nitrito), o que inviabilizou o consumo dessas águas semelhante ao
que ocorre com 70% dos recursos hídricos do país.
Blao et al. (2004) observaram que as atividades de aqüicultura de
camarões são responsáveis pelos baixos valores de OD em um ribeirão na província de
Jiangsu (China), provocados pelo processo de degradação da matéria orgânica e
conseqüente consumo de OD.
Passell et al. (2005) estudaram a qualidade da água da bacia
transfronteiriça do Rio Grande, situada no sul do Colorado (USA), norte e centro do Novo
México. As variáveis estudadas foram o pH, COT, nitrato, nitrito, amônia, nitrogênio total
e fósforo total. Os resultados mostraram alterações significativas, que denunciaram
contaminação em várias estações de coleta localizados nas proximidades das áreas urbanas.
Gana et al. (2007), avaliaram a biotoxicidade e a mutagenicidade
provocadas pelos efeitos da poluição de origem industrial presentes em amostras de água
na Bacia do Rio Salí, na Argentina. Além da deteminação de parâmetros físico-químicos
de qualidade de água, foram realizados bioensaios de ecotoxicidade para avaliar os efeitos
genotóxicos e toxicidade em alguns tipos de plantas aquáticas.
No Brasil, Casagrande et al. (2006) analisaram o comportamento
do OD nas bacias hidrográficas dos rios Amazonas (NE) e Piracicaba (SE); observaram
que as baixas concentrações de OD registradas nos cursos d’água estão relacionadas às
fontes pontuais de poluição decorrentes de ação antrópica, enquanto que os baixos índices
de OD nas águas do Rio Amazonas são decorrentes de processos naturais, principalmente
da oxidação da matéria orgânica.
Cunha et al. (2004) estudaram a qualidade da água em áreas
urbanas e periurbanas no baixo Amazonas e Amapá e concluíram que a intensidade e as
faixas de variação da concentração de coliformes termotolerantes, bem como de alguns
parâmetros de qualidade de água em rios estuários foram usadas como indicadoras de
poluição e do grau de interferência antrópica, que resultam em desequilíbrio dos
ecossistemas aquáticos.
Nos estudos de Veiga et al. (2006), no município de Paty Alferes,
RJ, 70% das amostras coletadas apresentaram contaminação por organofosforados e
30
carbamatos, em águas superficiais e subterrâneas, o que colocaria a saúde da população
local em risco. Peres e Moreira (2007) estudaram as implicações do uso de agrotóxicos
para a saúde humana e o meio ambiente na região serrana do Rio de Janeiro, importante
pólo agrícola estadual.
Strieder et al. (2006) mostraram que os padrões de distribuição dos
macroinvertebrados bentônicos, em uma bacia hidrográfica, refletem as características
ambientais e a qualidade da água nos diferentes segmentos ao longo do percurso do arroio
Peão e no rio dos Sinos, RS.
Souza e Tundisi (2000) realizaram estudos da composição
hidrogeológica entre as bacias hidrográficas do Rio Jaú e Jacaré-Guaçu (SP), situadas
relativamente próximas uma da outra. Foram analisados a temperatura da água, pH,
condutividade elétrica, Ferro e OD em 8 pontos de amostragem em cada rio, com coletas
bimestrais durante um ano. Os autores concluiram que as características de cada sistema
isolado (geologia, uso e ocupação de solo, impactos, etc.) são preponderantes,
considerando a qualidade de água.
Carvalho et al. (2000) relatam as relações entre a atividade
agropecuária (detecção de compostos organoclorados) e os parâmetros físico-químicos da
água (OD, pH, fosfato total, temperatura e turbidez) nas microbacias do Ribeirão da Onça
e do Ribeirão do Feijão, na região de São Carlos, oeste do Estado de São Paulo. Os valores
obtidos, com exceção do fósforo total, foram elevados no verão e, comparativamente, a
água do Ribeirão do Feijão é de melhor qualidade que a água do Ribeirão da Onça.
Silva et al. (2000) apresentaram dados referentes a determinações
físico-químicas e de espécies químicas, definindo a qualidade da água do Rio Pardo (Bacia
Hidrográfica do Rio Paranapanema), entre os municípios de Botucatu e Pardinho, durante
o período de um ano (Fev./1995 a Jan/1996). Dos 8 locais de coleta, da nascente do Rio
Pardo, na cidade de Pardinho, até à captação da água na cidade de Botucatu, foram
considerados como críticos os pontos 5 e 6, por estarem a jusante da estação de tratamento
de esgoto, e o ponto 3 pela sua localização a jusante da cidade de Pardinho. Nos demais
pontos, os valores obtidos estavam abaixo dos limites máximos permitidos pela legislação.
A contribuição da agricultura, no ponto 6, é intensa em função do uso freqüente de
fertilizantes fosfatados (fontes difusas), devido às características do solo da região. Conte e
Leopoldo (2001) avaliaram a qualidade de água do Rio Pardo, também no período de um
ano (Agos/1996 a Agos/1997), e, apesar de serem consideradas com qualidade satisfatórias
31
após o tratamento, durante grande parte do ano, em períodos de menor vazão o rio
encontrava-se no limite da sua capacidade hídrica (96%), podendo haver prejuízo para o
abastecimento da cidade de Botucatu. Em ambos os estudos (SILVA et al., 2000; CONTE;
LEOPOLDO, 2001), após profunda análise das variáveis de qualidade de água,
recomendou-se a implantação de práticas conservacionistas adequadas em toda a área da
bacia, buscando minimizar as perdas de solo e de nutrientes, bem como o uso
indiscriminado de agroquímicos e propondo a recuperação da mata ciliar.
Conte et al. (2001) avaliaram também o IQA, analizando os
parâmetros pH, DBO, N, P, Turbidez, resíduo total, coliformes termotolerantes e OD em
quedas de água na região de Botucatu. Os 2 pontos da cachoeira da Véu de Noiva (P
1
e P
2
)
e o P
4
da cachoeira da Marta se enquadraram como qualidade de água “Ótima”. O P
3
da
cachoeira da Marta encontrava-se na faixa de qualidade “Boa”, com a detecção de
coliformes termotolerantes devido à presença de bovinos nos seu entorno.
Valente et al. (1997) estudaram a poluição, na cidade de Botucatu,
por esgoto sanitário lançado “in natura” no ribeirão Lavapés (Bacia Hidrográfica do Médio
Tietê). Concluiram que, além de inviabilizar o uso da água no seu percurso e causar outros
prejuízos, o esgoto contribui para agravar a eutrofização na represa de Barra Bonita. Dez
anos mais tarde, com o início do tratamento de esgoto sanitário na cidade de Botucatu,
Silva et al. (2007b) demonstraram a melhora da qualidade da água deste ribeirão e o menor
impacto no seu entorno a jusante da cidade. Correa et al. (2006) analisaram a qualidade da
água nas margens do Rio Tietê, na região de Botucatu e Usina da Barra Bonita SP, e
encontraram números significativos de coliformes termotolerantes, mas o corpo de água é
considerado própria para recreação.
Gralhóz e Nogueira (2006) avaliaram as condições do Córrego do
Cintra, antes e depois da implantação do sistema de tratamento de esgoto por lagoas de
estabilização (1996 e 2000). Foram analisados parâmetros hidrológicos, físico-químicos,
microbiológicos e biológicos do córrego; os resultados observados indicaram relevante
melhora em todos os parâmetros analisados, após o tratamento de esgoto.
Portanto, o conceito de monitoramento da qualidade da água é
muito mais amplo do que a simples verificação dos padrões legais de qualidade de água.
Deve atender à necessidade de responder o que está sendo alterado e por que estas
modificações estão ocorrendo. O gerenciamento da qualidade da água precisa dessas
32
respostas para que as ações propostas sejam eficientes na redução dos danos ao meio
ambiente, atuais e futuros (CONAMA, 2005).
Assim, as características de cada sistema isolado (geologia, uso e
ocupação de solo, impactos, etc.) são preponderantes, considerando-se a qualidade de
água. A poluição dessas águas por contaminantes, tanto biológicos como químicos, é um
problema de âmbito mundial. É importante que se estabeleçam formas de monitoramento,
permitindo que as informações geradas sejam úteis ao gestor dos recursos hídricos e à
sociedade e que delas resulte um passo a mais no conhecimento dos processos da natureza
(BRAGA et al., 2003).
33
5 MATERIAL E MÉTODOS
5.1 Área de estudo e pontos de coleta de amostras
O município de Botucatu está localizada na região centro-sul do
Estado de São Paulo a 230km da capital e se enquadra entre as coordenadas 22º52’20” S e
48º26’37” W Greenwich. (CONTE et al. 2001).
O município apresenta uma geomorfologia que propicia a formação
de quedas d’água, cujo relevo, chamado “Cuesta”, é divisor de águas entre as Bacias
Hidrográficas do Rio Paranapanema e a do Rio Tietê. Esta área compreende 3 regiões a
saber: Depressão Periférica, Frente ou Front e Reverso da Cuesta de Botucatu, com
altitudes variando de 400 a 950 metros, sendo que o ponto mais elevado se encontra no
Distrito de Rubião Júnior, próximo à nascente do córrego em estudo, o Córrego do Cintra.
As condições de relevo bastante diversa e a posição geográfica, próxima ao Trópico de
Capricórnio, contribuem para dificultar o estabelecimento de um tipo climático padrão.
Contudo, alguns autores classificam o clima como mesotérmico, com chuvas relativamente
abundantes e certas características de um regime litorâneo. Para outros autores, chega a
apresentar características continentais, o que sugeriria tipo climático tropical de altitude
(SOUZA et al., 2003).
Quanto ao tipo de solo, é predominante em 44% do território
municipal o chamado podzólico vermelho-amarelo e integrado para latossolo vermelho-
34
amarelo (RPv RLv), que é recomendado para as culturas de mandioca, feijão e café. Outro
tipo predominante em 32% do território é o latossolo vermelho-amarelo fase arenosa (Lva)
que é recomendado para as culturas de abacaxi, citros, abóbora, café, forrageiras em geral.
O restante compreende entre a terra roxa legítima e outros solos de menores abrangências
(SOUZA et al., 2003).
A Microbacia do Córrego do Cintra está localizada na região
noroeste da cidade de Botucatu; nasce dentro do Campus da UNESP de Rubião Junior e
segue seu fluxo ao norte até a Bacia Hidrográfica do Tietê (GALHÓZ; NOGUEIRA,
2006).
Foram analisadas amostras de água coletadas estrategicamente em
8 pontos diferentes, sendo que 6 pontos (1 a 6) estão dentro desta microbacia e 2 pontos (7
e 8) estão a jusante da foz, que é divisor de águas da Microbacia do Rio Araquá, onde está
localizado o Parque Ecológico Pavuna, com suas cachoeiras (Figura 6). Para avaliar o
comportamento de algumas variáveis durante o período de estudo, foram elaborados o
perfil do curso de água (Cintra/Araquá) em termos de altitude e os totais pluviométricos
mensais obtidos no Depto de Recursos Naturais/Ciências Ambientais – FCA/Lageado –
UNESP – Botucatu. Com o propósito de mostrar a região estudada, bem como os pontos
de coleta e o aspecto da água em cada ponto no Córrego do Cintra, as Figuras numeradas
de 1 a 9 estão disponíveis no Apêndice II. Este córrego apresenta 2 nascentes, a saber: a
primeira é considerada difusa por apresentar vários “olhos d’água” e estar localizada sob
um lago e no seu entorno, ambos localizados no Jardim Botânico. Neste local era lançado
todo o esgoto gerado no Campus da Unesp até o ano de 1996 e para verificar a qualidade
da água, no presente estudo, consideramos o P
1
(Figura 6) localizado a 300 metros a
jusante do lago; a segunda nascente está localizada sob a Estação de Tratamento de Esgoto
pelas Lagoas de Estabilização (P
2
). As Figuras 10 e 11 (Apêndice II) mostram os trabalhos
de terraplanagem referente a construção das lagoas de estabilização realizada no ano de
1997, e a canalização da nascente seguindo rumo norte, onde despeja suas águas a jusante
da ETE – SABESP.
Quanto ao sistema de tratamento de esgoto por lagoas de
estabilização, este consiste em um tratamento biológico, composto por uma lagoa
anaeróbia e duas facultativas. A lagoa anaeróbica recebe o esgoto bruto coletado pela rede
de esgoto do Campus da UNESP, o qual favorece a eficiência da decomposição da matéria
orgânica em condições anaeróbias. Já a primeira lagoa facultativa recebe o efluente da
35
lagoa anaeróbia, por gravidade, na qual ocorrem os processos de decomposição da matéria
orgânica, de predominância aeróbia e, em seguida, o efluente tratado da primeira lagoa flui
por gravidade para a lagoa facultativa secundária (última lagoa), onde também ocorrem os
processos de decomposição de predominância aeróbia (SOUZA, 2005).
36
Figura 6 – Microbacia do Córrego do Cintra
ETE-SABESP
lagoas de
tratamento
(estabilização)
Ponto de
coleta 2
N
Ponto de coleta 1
Descarga de efluente clandestino
MICROBACIA DO CÓRREGO DO CINTRA
Perímetro: 14.412m.;
Àrea: 1.076,48 hectares;
Limite da Bacia
De 1 a 8 Pontos de coleta de amostra de
água do Córrego do Cintra
Escala 1:30.000
37
Os critérios para a escolha destes pontos foram as contribuições das
sub-bacias de drenagem dos principais afluentes no Córrego do Cintra, em função das
ações antrópicas por parte da população urbana e/ou rural, além das condições físicas e
facilidade de acesso (Tabela 1).
Tabela 1 - Descrição dos pontos de coletas na região estudada
Pontos Localização Distância Altitude Vegetação
Área Conservação
de
amostragem
da nascente
(m) (m) natural de plantio do solo
P
1
A jusante 225 851 Ausente Jardinagem Ausente
da nascente
P
2
A jusante da lagoa 616 832 Ausente Reflorestamento
Presente
de estabilização
P
3
A montante do bairro
2.061 785 Presença Agricultura Presente
Vista Alegre E pomares
P
4
A jusante do 3.305 763 Ausente Agricultura e Presente
Bairro Vista Alegre Pastagem
P
5
Loteamento 4.327 757 Ausente Agricultura, Presente
Boa Esperança Pastagem, casas
P
6
Próximo a Rod. Mar. 5.102 741 Ausente Agricultura e Presente
Rondon Km 258 Pastagem
P
7
Próximo a Rod. Mar. 6.098 734 Ausente Agricultura e Presente
Rondon Km 259 Pastagem
P
8
Área de Proteção 7.280 616 Presente Ausente Presente
Ambiental (APA)
O uso e ocupação do solo da Microbacia Hidrográfica do Córrego
do Cintra ocorre com uma variedade de culturas, cuja área total é de 1.076,48 hectares. A
distribuição da mata existente, pastos e áreas cultivadas está descrita na Tabela 2.
38
Tabela 2 - Descrição da Ocupação do Solo e medidas das áreas ocupadas
OCUPAÇÃO DO SOLO ÁREA DE OCUPAÇÃO (Ha) (%)
Pastagem 586,1383 54,45
Mata 155,6534 14,46
Agriculturas 142,24 13,21
Bairro Vista Alegre 94,3068 8,76
Distrito de Rubião Junior 41,4989 3,86
Eucalipto 39,021 3,62
Loteamentos C. Bonito e B. Esperança 17,6216 1,64
Dados obtidos através do Sistema de Planimetria Digitalizada (SILVA et al., 1993).
Amostragem
Quanto à periodicidade das coletas de amostras de água, estas
foram realizadas por um período de 12 meses (de Junho/2005 a Maio/2006),
bimestralmente. Cada coleta foi realizada após, pelo menos, 5 dias de estiagem para não
comprometer a condição natural do ambiente pela diluição das águas das chuvas.
As amostras foram coletadas na metade do corte transversal do rio,
a aproximadamente 10 cm da superfície da água, de acordo com Souza e Derísio (1977).
As amostras destinadas às determinações dos parâmetros físico-químicos e espécies
químicas foram coletadas em frascos de polietileno (a primeira água coletada serviu à
lavagem dos frascos de coleta e a segunda à amostragem).
Para o oxigênio dissolvido, foi utilizado um coletor (Figura 7)
adequado à retirada de ar do meio, construído segundo as recomendações da Companhia de
Tecnologia e Saneamento Ambiental - CETESB (1988) e as amostras de água foram
coletadas em frascos de tampa esmerilhada (frascos para Demanda Bioquímica de
Oxigênio – DBO), onde o oxigênio dissolvido é fixado imediatamente. Posteriormente, as
amostras foram transportadas até o Departamento de Química e Bioquímica do Instituto de
Biociências (IB), UNESP, Botucatu, onde foram realizadas as análises. Para a
determinação microbiológica, as coletas foram realizadas em sacos plásticos adequados e
previamente esterilizados. Após a conservação em gelo, as amostras foram imediatamente
levadas ao Departamento de Microbiologia e Imunologia /IB para análise.
As amostras de água para análise de defensivos agrícolas foram
coletadas em vidro âmbar de 1L de capacidade a profundidade de 30 a 40 cm. As amostras,
devidamente identificadas, foram mantidas sob refrigeração durante o transporte e
armazenamento.
39
Figura 7 – Garrafa de OD ou batiscafo
Fonte: CETESB, 1988
5.2 Cálculos dos parâmetros morfométricos da microbacia
Análise morfométrica da microbacia hidrográfica foi realizada
através dos seguintes parâmetros: área, forma, drenagem e relevo da bacia.
Área de drenagem e forma da bacia hidrográfica
No estudo da área de drenagem e forma da bacia hidrográfica
foram considerados os seguintes parâmetros: área, perímetro, coeficiente de compacidade,
fator de Forma e o índice de circularidade.
Os parâmetros área (A)e o perímetro (P) da bacia foram
determinados através de medidas realizadas pelo programa AutoCAD Map 2000,
utilizando-se de cartas do Brasil (1:50.000) e geração de um mapa através da digitalização
em scanner; com auxílio do Sistema de Planimetria Digitalizada , as feições de interesse
(rede de drenagem, cobertura vegetal, culturas, pastos, áreas cultiváveis, etc) foram
registradas na área da microbacia (Tabela. 3). Este programa permite fazer a avaliação do
objeto de estudo por meio de mesa digitalizadora (SILVA et al., 1993).
A forma da bacia hidrográfica oferece índices que demonstram se
uma bacia é ou não propensa ao risco de ocorrer enchentes. Para determiná-la, é necessário
calcular o Ff, o IC e o Cc.
40
De acordo com a proposta de Villela e Mattos (1975), o fator de
forma foi calculado conforme a fórmula abaixo:
Ff = A/L
2
; onde:
Ff - fator de forma (adimensional);
A - área da bacia (Km
2
) e L - comprimento axial da bacia (Km).
O índice de circularidade foi obtido com uso da expressão proposta
por Miller (1953) citado por Christofoletti (1980) e por Lima (1996).
IC = 4 π A/ C2; onde:
IC = Índice de Circularidade
A = Área da bacia (Km
2
) e
C = Área do círculo de perímetro igual ao da bacia considerada (Km).
O coeficiente de compacidade segundo Villela e Mattos (1975) é
obtido pela fórmula:
Kc= 0,28 . P/√A; onde:
A -área da bacia (Km
2
) e
P – perímetro da bacia (Km).
Drenagem da bacia
A densidade de drenagem foi calculada seguindo a determinação de
que a densidade de drenagem (Dd) é a relação entre o somatório das ravinas, canais e
tributários e a área da bacia, segundo (ROCHA, 1997):
Dd = Σl ( R, C, T ) / A; onde:
D= Densidade de drenagem (Km/Km
2
ou em Km/ha);
Σ l ( R, C, T ) = Somatório dos comprimentos das ravinas, canais e tributários (Km) e
A= Área da bacia em (Km
2
ou em ha).
A sinuosidade (Sin) da bacia foi calculada segundo a fórmula
proposta por Villela e Mattos (1975):
Sin = L/Lt; onde:
L – comprimento rio principal (Km) e
Lt – comprimento de um talvegue (Km).
41
O Relevo da bacia hidrográfica
A declividade média (D%) da bacia hidrográfica foi calculada pela
expressão abaixo, proposta por Horton (1914):
D% = 100 . D . L/A; onde:
D%= Declividade média da bacia (%);
D = Eqüidistância vertical das curvas de nível (km);
L = Comprimento total das curvas de nível da bacia (km) e
A = Área total da bacia (km
2
).
Cada alinhamento foi calculado pela fórmula acima e após
calculadas as declividades de todos os alinhamentos, calculou-se a média aritmética.
A representação do perfil longitudinal do curso d’água principal
(Figura8) permitiu que se obtivesse a visualização do comportamento do relevo que
acompanha ocanal principal, desde a sua nascente até o ponto de deságüe (foz).
Figura 8 – Perfil do Córrego do Cintra/Araquá em termos de altitude
5.3 Variáveis estudadas
As variáveis estudadas foram: Atributos organolépticos – Aspecto
da água, Odor, Cor e Turbidez; Físico-químicos - Condutividade Elétrica (CE), Oxigênio
Dissolvido (OD), Oxigênio Consumido (OC), Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO
5
),
Carbono Orgânico Total (COT); Espécies Químicas: Nitrato (N-NO
3
-
), Nitrito (N-NO
2
-
),
Fosfato (PO
4
3-
). Estas análises foram realizadas no laboratório do Departamento de
Química e Bioquímica do Instituto de Biociências (IB) da Unesp Campus de Botucatu. Os
parâmetros Microbiológicos (Coliformes Totais e Termotolerantes) foram determinados no
laboratório de Microbiologia do IB e os Defensivos agrícolas (Carbamatos,
42
Organofosforados, Organoclorados e Piretróides) foram analisados no laboratório de
Toxicologia (CEATOX) do IB. Somente as Temperaturas do ar e da água, pH, Odor e o
Aspecto da água é que foram determinados no momento da coleta (in situ).
5.3.1 Análise dos atributos organolépticos da água
As substâncias que afetam a aparência da água ou influem na
estabilidade deste para o consumo são avaliadas e fixadas de acordo com as condições da
área e as técnicas para seu controle, tendo em vista o perigo e a inocuidade microbiana da
água (GONÇALVES, 2003) e são descritos a seguir.
O aspecto da água determinado pela percepção visual do leito do
córrego no momento da coleta podendo-se classificar em turva, levemente turva e límpida.
O odor é determinada pela percepção olfativa por 2 ou 3 pessoas no
momento da coleta.
A cor foi determinada no colorímetro visual modelo DLNH-100,
Del Lab, por comparação da amostra com a escala de comparação do aparelho, tomando
como referência a água destilada (transparente), podendo variar de 0 a 100 mg/Pt.10
-1
L.
A turbidez foi determinada através de Turbidímetro Turbiquant,
Merck modelo 1500T, cuja unidade é a UNT (Unidade Nefelométrica de Turbidez).
Análises dos atributos físico-químicos
As temperaturas da superfície da água e do ar foram medidas no
momento da coleta, através de um termômetro digital de campo acoplado ao pHmetro da
marca Quimis.
A Condutividade Elétrica (CE), em µS.cm
-1
(micro Siemens por
centímetro), fori determinada utilizando-se um condutivímetro (digital) da Digimed, e
corrigida para a temperatura de 25°C.
As leituras de pH das amostras foram realizadas utilizando-se
pHmetro Quimis, modelo Q 400 MT com eletrodo de vidro combinado.
O teor de oxigênio dissolvido (OD) na água foi determinado pelo
método de Winkler modificado, conforme descrito em CETESB (1989), Golterman et al.
(1991); Greenberg et al. (2005). O método fundamenta-se em fornecer à amostra de água,
um composto oxidável pelo oxigênio presente na mesma, o hidróxido manganoso,
medindo-se a quantidade de composto oxidado. Quanto maior a quantidade de oxigênio na
43
amostra, maior será a quantidade do composto que foi oxidado. A análise é feita logo após
a coleta.
O método para determinação do Oxigênio Consumido (OC)
fundamenta-se na determinação da quantidade de oxigênio que é consumido na água em
análise, devido principalmente ao teor de matéria orgânica nela existente, sendo, portanto,
um informativo do seu grau de poluição, utilizando o permanganato de potássio como
reagente principal na determinação (ADAD TAJRA, 1982; GREENBERG et al. 2005).
O método utilizado para cálculo da Demanda Bioquímica de
Oxigênio (DBO
5
) foi o mesmo utilizado para o OD. Diferencia-se somente com relação ao
dia de sua determinação, ou seja, no 5º dia após a determinação do OD
0
. Como as águas
coletadas apresentam um teor de OD significativo, não houve a necessidade de diluí-las
para a escolha daquelas que levassem à depleção de OD. A escolha dos pontos 2, 4 e 8 foi
estratégica, em função da área de influência. O P
2
foi escolhido devido à presença de
efluente tratado da ETE-SABESP; o P
4
, devido à proximidade do bairro Vista Alegre,
considerando possíveis lançamentos clandestinos e o P
8
devido à presença de áreas
agropastoris localizados a montante.
Para as análises de Carbono Orgânico Total (COT) em águas, foi
utilizado o método do carbono orgânico não purgável (CONP) e utilizado um analisador
TOC Shimadzu, modelo TOC-v CPH/CPN que é controlado por computador compatível e
software em ambiente Window. Faixa de detecção 4 ppb a 25.000 ppm (SHIMADZU...,
2001).
As amostras coletadas são conservadas em frascos rotulados. A
solução presente nos frascos é analisada quanto ao conteúdo de COT, o valor obtido no
aparelho é diretamente proporcional à quantidade de COT da amostra (GREENBERG et
al, 2005)
5.3.2 Parâmetros Microbiológicos – Coliformes Termotolerantes e Totais
O método microbiológico adotado foi a técnica de diluição de tubo
múltiplo, recomendado por Greenberg et al. (2005).
As amostras coletadas em sacos plásticos esterilizados foram
analisadas no máximo 3 horas após a coleta ou, no máximo, após 24 horas sob
refrigeração. Para a verificação da presença de coliformes fecais, três alçadas do tubo
positivo de maior diluição foram semeadas em três tubos contendo meio E. coli broth e
44
posteriormente incubados em banho-maria a 44,5°C por 24 horas. A positividade foi
verificada pela turvação do meio e pela produção de gás.
5.3.3 Espécies Químicas
As variáveis estudadas foram: Fosfato, Nitrito e Nitrato.
Fosfato
O método usado para determinação de fosfato total (PO
4
3-
) é o de
azul de molibdênio, com bismuto como catalisador, denominado método do ácido
molibdicobismutofosfórico, que consiste na digestão e posterior determinação
espectrofotométrica. Em meio ácido, os íons ortofosfato, molibdato e bismuto reagem para
formar um heteropoliácido complexo ( ácido molibdicofosfórico) de cor azul, de natureza
ainda não conclusivamente estabelecida e/ou aceita, cuja intensidade de cor é proporcional
à quantidade de ortofosfato ácido (H
2
PO
4
-
) inicialmente incorporado ao heteropoliácido
(GOLDMAN; HARGIS, 1969; WATANABE; ONSEN, 1965).
Nitrato (N-NO
3
-
) e Nitrito (N-NO
2
-
)
A determinação de nitrito e nitrato é fundamentada na diazotação
(formando um corante azo avermelhado), pela reação de Griess-Ilosvay, que ocorre entre o
nitrito e a α- naftilamina, N-(1-naftilo) etilenodiamina, conjugada à sulfanilamida. A
medida é realizada por espectrofotometria, de acordo com Taras (1958); Rodier (1975);
Williams (1979); Golterman et al. (1991); Crompton (1996).
Numa primeira alíquota da amostra, determinou-se somente o
nitrito e, numa segunda alíquota da amostra, o cádmio metálico “cobreado” foi utilizado
para redução do nitrato a nitrito, para novamente ser determinado como nitrito.
5.3.4 Defensivos agrícolas
Típos de defensivos agrícolas analisados, métodos cromatográficos e
padrôes utilizados
Os pontos 2, 4 e 8 foram estrategicamente escolhidos para a análise
de defensivos agrícolas, de acordo com a área de influência. O P
2
foi escolhido devido à
presença de efluente tratado da ETE-SABESP e ao possível uso das substâncias no
controle de pragas, nas dependências do Campus e no seu entorno; o P
4
devido à
proximidade (a jusante) do bairro Vista Alegre, presença de áreas agriculturáveis no seu
45
entorno e ausência de mata ciliar; o P
8
, apesar de ser área de APA, pode ter influência das
áreas agropastoris localizadas a montante (Figura 6).
Para as análises qualitativas dos defensivos agrícolas (Carbamatos,
Organofosforados e Organoclorados) nas amostras de água do Córrego do Cintra, foi
utilizada a Técnica Cromatográfica – CCD (sílica gel G). Para a técnica CCD, utilizou-se
cromatoplacas (20 x 20) na fase estacionária de sílica gel G (0,25 mm de espessura),
ativada a 110ºC (durante 1 hora) e fase móvel n-hexano/éter etílico (90/10), com soluções
padrão de inseticidas organoclorados - Aldrin, DDT, Dieldrin e δHCH (1 mg/ml em n-
hexano) e revelador Rodamina β (sol. 0,25% etanol). Para os padrões de organofosforados
– Diazinon, Malation e Clorpírifos, foi usado como revelador o cloreto de paládio (1%
HCL), submetido a aquecimento a 100ºC por 30 minutos. Os padrões para carbamatos
foram: Carbofuran, Aldicarb e Carbaril, e como revelador também foi utilizado o cloreto
de paládio, submetido a aquecimento a 100ºC por 30 minutos ou Rodamina β e posterior
nebulização com Na
2
CO
3
a 10% (MORAES et al., 1991; BRITO FILHO, 1983).
A análise dos inseticidas Piretróides foi determinada por
cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE), em cromatógrafo mod. CG 480 C ( CG
Analítica Ltda) com detector ultravioleta (λ= 266).
A presença de piretróides nas amostras foi comparada às curvas
padrão dos princípios ativos - Cipermetrina e Deltametrina. As medidas quantitativas
foram determinadas pela técnica padrão e pelas medidas de áreas dos picos dos
cromatogramas (BISSACOT; VASSILIEF, 1997).
5.4 Tratamento estatístico
Com o objetivo de verificar o comportamento de cada variável nos
diferentes locais, foram realizadas análises de variância seguidas do teste de Tukey
(Tukey’s Studentized Range – HSD), no nível de 5% de significância. Os gráficos
utilizados para apresentar a dispersão e assimetria dos dados das variáveis estudadas em
função do período do experimento são do tipo Box-Whisker-plot que contém informações
relativas ao primeiro quartil (25% dos dados estão abaixo desse valor), Mediana (50% dos
valores) e terceiro quartil (75% dos valores), além de pontos discrepantes denominados
outliers. Estes gráficos são representados por retângulos cuja base inferior representa o
primeiro quartil, o traço no interior representa a mediana e a extremidade superior o
46
terceiro quartil (ZAR, 1999). Desta maneira o Boxplot exibirá um sumário completo dos
dados de cada variável de forma simples.
47
6 RESULTADOS E DISCUSSÃO
6.1 Parâmetros morfométricos da microbacia
Alguns dos importantes parâmetros morfométricos importantes da
Microbacia do Córrego do Cintra foram determinados e estão expressos na Tabela 3.
Tabela 3 - Resultado dos dados fisiográficos da Microbacia do Córrego do Cintra
A 10,76 km
2
P 14,41 km
Medidas Lp 5,56 km
preliminares
Cr 11,86 km
Lr 4,86 km
Lm 3,56 km
L 5,23 km
Forma Ff 0,39
da Cc 1,23
Microbacia Ic 0,65
Sistema W 3ª ordem
De Dd
1,104
Km
2
km
Drenagem Sin 1,144
Relevo D% 13,27%
48
A= Área, P= Perímetro, Lp= Comprimento do rio principal, Cr= Comprimento
da rede de drenagem, Lr= Comprimento, em linha reta, Lm= Largura média, L=
Comprimento axial, Cc= Coeficiente de compacidade, Ic= Índice de circularidade, Dd=
Densidade de drenagem, Sin= Sinuosidade do curso d’água, D%= Declividade média, Ff=
Fator de forma, W= Ordenação.
Quanto menor for o Ff, mais alongada será a bacia e portanto
diminuem os riscos de concentração rápida da água das chuvas para o canal principal,
diminuindo os assoreamentos, inundações e degradação ambiental. Analisando a forma da
microbacia do Cintra, observa-se na parte inferior da bacia o vértice de um triângulo que
coincide com a foz do Cintra no Rio Araquá e a base está próxima aos pontos 1 e 2, a
jusante do Campus da Unesp (Figura 6). Um Ff=0,39 considerado baixo ou próxima da
uma figura geométrica, de acordo com Rocha (1997), indica que a forma está próxima de
um estreito (foz) e alongado triângulo, portanto, com escoamento mais rápido e baixa
suscetibilidade à enchente ou à degradação.
Com relação ao Cc, segundo Villela e Mattos (1975), os valores
iguais a unidade indicam uma bacia precisamente circular e totalmente sujeita a enchentes
enquanto com respeito às bacias com Cc sempre superiores a 1,00 pode-se inferir que seja
baixa a probabilidade de enchentes. Visto que para a microbacia em estudo o Cc=1,23 e
sua forma é triangular, pode-se inferir que esta seja sua característica.
Miller (1953), apud Christofoletti (1980), e citado por Lima (1996),
quanto mais circular for a bacia, ou seja, mais próxima da unidade (1,00), mais propensa
esta será a inundação. A microbacia em estudo, já referida como de forma triangular,
apresenta Ic=0,65, considerada baixa, ou seja, inferior à unidade, revela não ser propensa a
enchentes.
A densidade de drenagem reflete a influência da origem geológica,
da topografia, dos tipos de solo, da vegetação e das intensidades de precipitação, infiltração
e escoamento superficial da água. No presente estudo, considerando a microbacia como de
3ª ordem (STRAHLER, 1957) e Dd=1,104 Km
2
Km que, segundo Villela e Mattos (1975),
é considerada média (drenagem baixa= 0,5 Km/km
2
e drenagem elevada=3,5 Km/km
2
),
infere-se que esta bacia apresenta um substrato relativamente permeável, proporcionando
maior infiltração da água, com elevada relação infiltração/deflúvio.
A Sin da presente microbacia é igual a 1,144, considerada de boa
velocidade de escoamento de águas pluviais, segundo Villela e Mattos (1975).
49
A D% calculada em 13,27% na microbacia tem relação importante
com vários processos hidrológicos, tais como: a infiltração da água das chuvas e a umidade
do solo, dentre outros. É um dos principais fatores que regulam o tempo de duração do
escoamento superficial e de concentração da água das chuvas no canal principal (LIMA,
1996). Com essas características morfométricas e relevo local classificado como suave
ondulando a ondulado no P
1
a P
6
, segundo a Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
- EMBRAPA (1999), infere-se a existência de excelentes condições para a agricultura
agroecológica e para o restabelecimento da qualidade da água da nascente à sua foz.
Segundo Piroli (2002) apud Santos (2004), a maior parte da área do
Município de Botucatu SP (82 %), está situada em declividade entre 0 e 12 %. A
microbacia do Córrego do Cintra classifica a declividade na faixa acima de 12%, o que
corresponde a 18% da área do município.
Nos estudos realizados em 10 microbacias do Rio Capivara em
Botucatu, SP, Araujo Jr et al., (2002) também revelam que o relevo predominante no
município é o suave ondulado a ondulado. Quando suavemente ondulado, as colinas
apresentam declives suaves e formam vales em “V” abertos e, quando ondulados, as
colinas ou morros são mais declivosos e os vales em “V” mais fechados.
Rodrigues (2004), em seus estudos sobre a morfometria da bacia
hidrográfica do Rio Araquá, na qual está inserida a microbacia do presente estudo,
concluiu que aquela encontra-se relativamente estável do ponto de vista da conservação
ambiental e potencial hidrológico.
Em particular, o Córrego do Cintra apresenta alguns pontos críticos
com relação ao aspecto ambiental, a serem considerados. No entanto, do ponto de vista
hidrológico, este córrego apresenta características semelhantes. Analisando a Tabela 2 ou
observando a Figura 1 (Apêndice II), a ocupação por pastagem é dominante (54,45%) em
P
4
, P
5
e P
6
, seguida de áreas da APA, restrita nos pontos 1 a 3, com 14,46 % (fora da
microbacia) e áreas agrícolas (porção superior dos pontos 4, 5 e 6) com 13,21%. Nas
demais áreas estão os loteamentos, áreas residenciais e as plantações de eucaliptos.
Considerando-se a soma da área de eucalipto e mata, obtém-se o total de 18,08% (Tabela
2) e, segundo Araujo Jr et al. (2002), a área mínima de cobertura florestal que uma bacia
deve ter é de 25%, quando esta apresenta-se com declividade média de até 15%.
Com essas informações, infere-se que as margens do Córrego do
Cintra, sendo uma área de APP, sua recuperação e preservação da nascente são essenciais
50
no raio mínimo de 50m, de tal forma que esteja protegida (CONAMA, 2002).
Considerando a área de mata e plantação de eucalipto na Tabela 2 (18,08%), esforços são
exigidos para o reflorestamento de pelo menos mais 6,92% de área degradada nesta
microbacia. Preservar os afluentes de pequeno porte, como é o caso do Cintra, através da
recomposição da mata ciliar em áreas do entorno dos pontos 1, 2 , 4, 5 e 6 é exigir o
mínimo necessário para preservar a microbacia, e também, para proteger os grandes rios
que recebem suas águas (Rio Tietê, Rio Paraná) da possível contribuição no processo de
eutrofização.
6.2 As análises organolépticas da água
Aspecto da água
Segundo Gonçalves (2003), o aspecto visual da água é resultado de
uma interação de cores da matéria orgânica solúvel presente e de altos teores de ferro. A
análise do aspecto da água foi realizada através da percepção visual do leito do córrego no
momento da coleta. Na Tabela 4 observa-se que os pontos 1, 2, 5, 6, e 7 foram os que mais
persistiram no aspecto “Turvo”, nas 6 coletas. O P
1
refere-se ao ponto localizado a jusante
da nascente do Córrego do Cintra, que ainda recebe carga de esgoto clandestino não
tratado do Campus; o P
2
recebe todo o efluente tratado da ETE-SABESP do Campus da
Unesp e os pontos 5, 6 e 7 estão localizados em áreas agrícolas e de irrigação, onde pode
ter ocorrido escoamento dessas águas nos períodos que antecediam as coletas. Já os pontos
3, 4 e 8 apresentaram-se límpidos na maioria das coletas devido à contribuição de rios
tributários e distanciamento dos lançamentos nos pontos 1, 2 e áreas agrícolas.
Tabela 4 – Aspecto da água nos pontos de coleta
Coletas Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/1/2006 Mar/2006 Maio/2006
P
1
Turvo Turvo Turvo Turvo Turvo Turvo
P
2
Límpido
Turvo Turvo L. Turvo Turvo Turvo
P
3
Límpido Límpido Límpido
L. Turvo
Límpido Límpido
P
4
Límpido Límpido Límpido Límpido Límpido Límpido
P
5
Límpido
Turvo L. Turvo Turvo Turvo Turvo
P
6
Límpido
Turvo
Límpido
L. Turvo L. Turvo
Límpido
P
7
Turvo Turvo L. Turvo L. Turvo
Límpido Límpido
P
8
Límpido Límpido
L. Turvo Turvo
Límpido Límpido
51
Odor
Segundo Von Sperling (1995), o sabor é a interação entre o gosto
(salgado, doce, azedo, amargo) e o odor (sensação olfativa). O odor de origem
antropogênica (esgoto doméstico, industrial) apresenta como produto indesejável da
decomposição da matéria orgânica, o gas sulfídrico (H
2
S). As análises pela percepção
olfativa no momento da coleta foram comparadas nas 6 coletas (Tabela 5). A presença de
odor característico de esgoto se restringiu ao P
2
(ETE-SABESP) e em algumas amostras
coletadas na proximidade da nascente do córrego (P
1
). No P
5
a detecção de odor ocorreu
uma vez (Jun/2005), o que sugere ter havido algum lançamento pontual de resíduo na área
agrícola. De acordo com a legislação vigente, o art. 42º (CONAMA, 2005), como a
microbacia do Córrego do Cintra ainda não foi enquadrada em nenhuma classe em função
dos resultados das análises de qualidade de água obtidas no presente estudo, será
enquadrada na Classe 2. Para o parâmetro odor como previsto no Art. 14, para as Classes 1
e 2, este deveria estar ausente. Na Tabela 5 verifica-se que os pontos 1 e 2 apresentaram
esta característica na maioria das coletas e o P
5
somente em Jun/2005 possivelmente
devido a um lançamento no período de coleta.
Tabela 5 – Odor da água nos pontos de coleta
Coletas Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/1/2006 Mar/2006 Maio/2006
P
1
S/odor
C/odor
S/odor S/odor
C/odor
S/odor
P
2
C/odor C/odor C/odor C/odor C/odor C/odor
P
3
S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor
P
4
S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor
P
5
C/odor
S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor
P
6
S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor
P
7
S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor
P
8
S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor S/odor
Cor
A coloração da água bruta pode ser devido à presença de vegetais,
ácidos húmicos e fúlvicos ou ser de origem antropogênica como é o caso dos resíduos
industriais (tinturarias, tecelagem, produção de papel) e do esgoto doméstico (VON
SPELING, 1995). Segundo Nuvolari et al. (2003) e Schirmer et al. (2007), no trecho de
decomposição anaeróbia, além da água e do gás carbônico, forma-se o gás sulfídrico,
amônia, mercaptanas, escatóis e outros, sendo vários destes responsáveis pela formação de
cor escura além de maus odores.
52
A cor da água é determinada pela comparação do nível de cor de
água destilada (transparente) com a cor da água da amostra, através do colorímetro visual,
podendo variar de 0 a 100 mg/Pt.10
-1
L. Nos estudos de Gonçalves (2003), o baixo valor de
cor observado em um córrego qualquer não garante que a água seja de boa qualidade.
O valor da cor da água do Córrego do Cintra, no P
1
e P
2
, é elevado
devido à carga orgânica presente e, à medida que se distancia desses pontos, considerados
críticos, ocorre o efeito de diluição provocado pela entrada das águas dos rios tributários
(Figura 6). Nos estudos de Souza (2005), nas lagoas de estabilização (P
2
), tanto a cor como
o odor da água mantiveram-se no mesmo padrão cor verde e odor desagradável, o que
caracteriza a presença de esgoto doméstico e de outros interferentes. Observando-se os
valores médios e o desvio padrão para a variável Cor (Tabela 6), o P
1
e o P
2
diferem
estatisticamente com relação aos demais pontos, o que demonstra o comprometimento da
qualidade da água. Quanto aos outros pontos, não variaram entre si possivelmente devido
ao efeito de diluição provocado pelos rios contribuintes localizados a montante destes
pontos. Este comportamento facilmente pode ser observado na Figura 9. Os demais pontos,
as medianas são visíveis em função dos resultados médios obtidos. Ao se comparar os
resultados obtidos em todas as coletas e pontos ao valor máximo permitido de acordo com
o Art. 15 do CONAMA (2005) Classe II, verifica-se que não excederam o valor de 75
mgPt.L
-1
(Tabelas 1 a 8 - Apêndice I).
Tabela 6 - Média e Desvio padrão referente a variável Cor
Cor
Local Média Desvio padrão
P
1
55,0A
±23,4
P
2
49,2AB
±25,8
P
3
15,0BC
±5,5
P
4
15,0BC
±5,5
P
5
18,3BC
±8,2
P
6
19,2BC
±6,6
P
7
23,3BC
±10,3
P
8
20,0C
±10,5
Valor de p <0,001
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
53
Figura 9- Medidas de comparação de nível de cor da água nos pontos de coleta
Turbidez
Dentre os parâmetros físicos afetados pelos sedimentos,
ocasionados por processos erosivos do solo ou resíduos de origem antropogênica nos
cursos d’água, a turbidez é o parâmetro que melhor demosntra a dificuldade da entrada de
luz na coluna d’água.
No presente estudo, a turbidez da água em P
1
variou
estatisticamente com relação aos demais pontos (Tabela 7). Em P
2
obteve-se valor mais
elevado com relação aos pontos 3 a 8, mas não variaram estatisticamente entre si. No
entanto, ao se observar a Tabela 2 (Apêndice I), os valores do P
2
atingiram a máxima de 16
e mínima de 3,72 NTU e as medianas estão entre os valores 11,9 e 12,7NTU, como mostra
o gráfico Boxplot (Figura 10). No Art. 15, CONAMA (2005),estabelece valor máximo de
100UNT para a Classe II, portanto apesar dos valores significativos encontrados nos
pontos 1 e 2 (Tabela 7), os resultados encontrados não são comprometedores.
Pode-se fazer uma correlação dos resultados da cor e da Turbidez
da água, cujos valores foram representativos (Figuras 9 e 10), pois os resultados
demostraram que os fatores antrópicos, as alterações físicas do leito do córrego, o efeito de
diluição das águas e as corredeiras também interferem diretamente na turbidez. A turbidez
da água normalmente é elevada na estação chuvosa e baixa na seca, devido ao aumento de
partículas suspensas (PANHOTA; BIANCHINI JR, 2003). No estudo realizado nas lagoas
de estabilização (SOUZA, 2005), localizadas a montante do P
2
do presente estudo, foram
54
obtidos valores médios elevados no período de chuvas (43,97 NTU) e médias baixas na
seca (17,45UTU). No entanto, no presente trabalho, respeitou-se um período que antecede
as coletas de 5 dias de estiagem para que não houvesse comprometimento da condição
natural da água.
Tabela 7 - Médias e Desvios padrão referentes à Turbidez
Turbidez (NTU)
Local Média Desvio padrão
P
1
18,5A
±7,4
P
2
10,8B
±5,0
P
3
4,6B
±1,8
P
4
5,9B
±2,8
P
5
6,5B
±2,5
P
6
6,9B
±2,7
P
7
7,6B
±2,7
P
8
6,8B
±2,1
Valor de p <0,001
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Figura 10 - Medidas da Turbidez (NTU) da água nos pontos de coleta
6.3 Parâmetros físico-químicos
pH
No presente estudo, obteve-se média anual de pH próximo da
neutralidade (7,1 e 6,9) nos P
1
e P
2
, respectivamente. Próximo a nascente (P
1
) existem
lançamentos esporádicos de esgoto “in natura” diretamente no córrego, o que altera
sensivelmente os parâmetros analisados em algumas coletas. Souza (2005), em seu estudo
55
nas lagoas de estabilização (ETE_SABESP), as medidas de pH durante o período analisado
estavam entre 9,56 a 10,13, valores esses considerados normais para o efluente tratado.
Atualmente, a Sabesp monitora o sistema semestralmente, cujos valores mantém-se no
mesmo padrão de medidas, o que comprova sua eficiência. As águas residuárias do
tratamento são lançadas no Córrego do Cintra, em um ponto localizado a jusante do P
1
(615 m), sob efeito de diluição somente por parte das águas oriundas da nascente (Figura
6).
Na Tabela 8, os pontos 1 e 2 não apresentaram valores de pH
variáveis estatisticamente entre si, bem como os pontos localizados nas áreas entre P
3
e P
7
apresentaram valores médios de pH que variaram de 7,7 a 7,8 não diferindo também
estatisticamente entre si (Tabela 8), devido a reações químicas alcalinas que ocorrem no
percurso do córrego, possivelmente por apresentar, com exceção do P
3
, região de intensa
influência agrícola e pastagem. Na Tabela 2, a descrição da Ocupação do Solo e as
medidas das áreas ocupadas na microbacia (P
1
a P
6
), em ordem decrescente, mostram o
predomínio da pastagem, seguida de mata e agricultura, podendo também ser vista na
Figura 1 – Apêndice II. O predomínio de área natural é observado no entorno do P
3
e P
8
.
Tabela 8 - Médias e Desvios padrão referentes ao pH
pH
Local Média Desvio padrão
P
1
7,1B
±0,7
P
2
6,9B
±0,4
P
3
7,8AB
±0,6
P
4
7,8AB
±0,6
P
5
7,7AB
±0,6
P
6
7,7AB
±0,6
P
7
7,8AB
±0,6
P
8
8,2A
±0,5
Valor de p 0,021
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
A Figura 11 mostra as variações de pH ocorridas ao longo do
córrego e uma medida discrepante (P
6
) em relação ao comportamento dos demais valores
(outiler).
56
Figura 11 - Medidas do pH da água nos pontos de coleta
Ao se observar a Tabela 6 (Apêndice I), nota-se que o pH 8,95
difere daqueles pontos que variaram entre 7,27 e 7,63. É observada também na Tabela 8, a
média anual do pH alcalino no P
8
(8,2) e que, apesar de não variar estatisticamente,
ocorreu uma variação significativa observado na Figura 11. O local das coletas, neste
ponto, está localizado na base da cachoeira (Figura 9 – Apêndice II), com represamento de
água (ambiente lêntico), onde possivelmente acumulam espécies alcalinas carreadas ao
longo do córrego, principalmente originadas de áreas agriculturáveis (P
4
a P
7
).
Um outro aspecto a ser considerado é a localização do P
8
por ser
uma região diferenciada e apresentar mata exuberante, considerada APA (Tabela 1). Na
Figura 9 (Apêndice II), observa-se o predomínio do basalto no local da coleta, o que pode
ser visto a partir do P
7
devido à localização na Cuesta Basáltica (APA), onde o córrego
corre sobre lajedos. Segundo Araujo et al. (2002), o solo original no município de Botucatu
é o basalto metáfiro e provavelmente diabásico (eruptivas basálticas), mas Segundo Leinz
e Amaral (1980), os termos ácidos, básicos ou neutro das rochas, nada tem a ver com os
respectivos caracteres químicos. Por outro lado, Press et al. (2006), afirmam que as rochas
sofrem um processo muito lento de intemperismo químico ou alteração química seguida de
intemperismo físico, cujas partículas formadas devido a desagregação mecânica tornam o
ambiente alterado quimicamente. Nas rochas basálticas, por exemplo, os silicatos presentes
são meteorizados na presença de água por hidrólise, tornando-se mais alcalinos.
57
Os dados Pluviométricos obtidos no período de estudo são
representados na Figura 12, onde se pode observar que os totais de Outubro e
Dezembro/2005 e de Janeiro, Fevereiro e Março de 2006 superaram 150 mm de chuva.
Figura 12 - Totais pluviométrico mensais no período de junho/2005 a maio/2006
Os resultados dos parâmetros medidos não foram influenciados
significativamente pela pluviosidade mesmo nos períodos de elevado índice (Out/05 a
Mar/06) devido ao período de 5 dias de estiagem que antecederam as coletas. Da mesma
forma as amostras de Junho e Setembro/2005 apresentaram caráter ligeiramente ácido nos
pontos 1 e 2 (Tabelas 1 e 2 – Apêndice I), não havendo nenhuma relação com a
pluviosidade, que se manteve entre 35,1 e 63,8mm de chuva nos referidos meses. Marques
et al. (2007) observaram a diminuição do pH e a presença de defensivos nas amostras de
água de escoamento superficial, nos períodos chuvosos em que a pluviosidade foi superior
a 300 mm demonstrando o efeito da lixiviação de defensivos agrícolas na Bacia
Hidrográfica do Rio Ribeira, SP. No caso do uso da água de irrigação, Bassoi (2005)
afirma que a água que retorna da irrigação também tem qualidade inferior àquela captada;
haja visto que o carreamento de solo, de fertilizantes e defensivos agrícolas, altera a
qualidade da água do manancial A pluviosidade também ocasiona provável efeito de
diluição dos ácidos orgânicos liberados pelo trecho do solo alagadiço para dentro do
ribeirão (CARVALHO et al. 2000; MORETO e NOGUEIRA, 2003. No presente estudo,
os índices foram inferiores a 262,7 mm de chuva. Apesar da variação do pH em vários
58
pontos, as medidas não excederam os limites entre 6 e 9, estabelecidos pelo Art. 14 do
CONAMA (2005).
Temperatura do ar e da água
As variações de temperatura fazem parte do regime climático
normal e corpos de água naturais apresentam variações sazonais e diurnas. A temperatura
superficial é influenciada por fatores tais como latitude, altitude, estação do ano, período
do dia, taxa de fluxo da água e profundidade do corpo de água. A elevação da temperatura
em um corpo d'água geralmente é provocada por despejos industriais (indústrias
canavieiras, por exemplo) e usinas termoelétricas (CETESB, 2007a). Nas margens dos rios
circundadas por floresta, a tendência à menor temperatura do ar e da água é constatada
devido ao sombreamento, que reduz a radiação incidente (CARVALHO et al., 2000).
No presente estudo, além de ocorrer o lançamento de esgoto não
tratado e tratado nos pontos 1 e 2, respectivamente, o Córrego do Cintra tem suas margens
desprovidas de mata ciliar (Tabela 1), o que permite que a luz solar incida diretamente na
lâmina d’água e, portanto, pode influenciar na temperatura d’água. Gralhóz e Nogueira
(2006) observaram temperaturas mais elevadas em pontos mais próximos ao despejo de
efluente “in natura” no primeiro período (1996) ou recém saídos da estação de tratamento,
no segundo período de estudo (2000), no Córrego do Cintra, se comparada com as medidas
do trecho final. Na presente pesquisa, observou-se este comportamento somente no P
2
; nos
outros pontos a temperatura da água variou de acordo com a sazonalidade e não de acordo
com as descargas de efluentes, demonstrando uma menor atividade metabólica dos
microorganismos. Estatisticamente, de acordo com as Tabelas 9 e 10, as médias das
temperaturas não variaram. Entretanto, houve variação de temperatura da água em cada
ponto e coleta nos meses de inverno (as temperaturas chegaram a 15,8ºC) e de verão
(temperaturas de até 23,7 ºC), como pode ser observado nas Tabelas 1 a 9 (Apêndice I).
59
Tabela 9 - Média e Desvio padrão referente a Temperatura da água
Temperatura da água (ºC)
Local Média Desvio padrão
P
1
19,4 A
±2,2
P
2
21,4 A
±1,8
P
3
19,0 A
±2,4
P
4
20,0 A
±2,3
P
5
19,8 A
±2,2
P
6
19,8 A
±2,5
P
7
19,9 A
±2,4
P
8
19,2 A
±2,1
Valor de p 0,74
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Considerando que as coletas foram realizadas no período da manhã
(7:00 às 12:00h.) e que todas as coletas foram iniciadas pelo P
8
(7:00 h) ao P
1
(12:00h),
observa-se que a temperatura da água permanece constante, com exceção do P
2
que
apresentou temperatura mais elevada (11:30 h) com relação aos demais pontos. Isso ocorre
devido ao fato do P
2
localizar-se a jusante da lagoas de tratamento de esgoto (Figura 1 –
Apêndice II), onde as águas estão expostas diretamente aos raios solares, sem presença de
mata natural (Tabela 2), além de apresentarem carga orgânica em decomposição, sob
intensa atividade metabólica dos microorganismos. Já o P
1
é desprovido de mata natural,
porém, apresenta vegetação de várzea próxima a nascente, o que protege o “espelho
d’água” da incidência direta da luz solar. Entretanto, a variação significativa da
temperatura do ar nas quatro estações do ano, nas 6 coletas e em todos os pontos, atingiu a
máxima de 27,4ºC e mínima de 13,0ºC (observado nas Tabelas 1 a 9 - Apêndice I).
60
Figura 13 - Medidas da média da Temperatura da água (ºC) nos pontos de coleta
Para a temperatura do ar (Figura 14), observa-se que no P
8
esta é
mais baixa, em função do horário de coleta (7:00 h) e o sombreamento da mata natural
(Figura 1 – Apêndice II), o que torna a temperaturamais amena. À medida que as coletas
são realizadas, do P
8
ao P
4
, a temperatura do ar aumenta em função do horário e da
exposição dos raios solares nas áreas desprovidas de mata ciliar (Tabela 2). Nos pontos 2 e
3 houve uma redução na média anual da temperatura do ar em várias coletas. Nas Tabelas
2 e 3 (Apêndice I), é observado que as temperaturas baixas obtidas em Jun/05 e Maio/06
nesses pontos diferem das dos outros pontos no mesmo período. Isso pode ter ocorrido
devido à ausência de luz solar no dia da coleta (dia nublado), descartando a possibilidade
de influências do entorno do ponto em estudo.
Tabela 10 - Média e Desvio padrão referente a Temperatura do ar
Temperatura do ar (ºC)
Local Média Desvio padrão
P
1
22,5A
±3,4
P
2
20,2A
±2,7
P
3
20,4A
±2,9
P
4
22,2A
±3,2
P
5
22,2A
±2,9
P
6
21,2A
±2,8
P
7
19,6A
±2,9
P
8
18,4A
±3,6
Valor de p 0,27
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
61
Figura 14 - Medidas da Temperatura do ar (ºC) nos pontos de coleta
Condutividade Elétrica (CE)
A CE pode ser relacionada com o índice pluviométrico. Em
períodos de baixo índice de pluviosidade de pluviosidade ocorre o aumento das
concentrações de sais e nos períodos de maior ocorrência de chuvas ocorre o efeito da
diluição destes no corpo de água (CETESB, 2007b). Psilovikos et al. (2006) verificaram
que, normalmente, os baixos valores da CE coincidem com os elevados níveis de água do
rio Nestos (Bulgária), devido ao efeito de diluição.
Souza (2005) estudou a qualidade do efluente tratado nas Lagoas
de Tratamento de esgoto (ETE- SABESP),, localizadas a montante do P
2
do presente
estudo e verificou que não houve interferência significativa relacionada aos períodos
úmido e seco. Observou-se, no presente estudo, que a partir do P
2
(ETE – SABESP) a CE
tende a diminuir gradativamente, devido à entrada das águas de rios tributários a montante
(Figura 6) e que somente nos pontos 2 a 4 (Tabela 10), os valores médios anuais de CE
superaram 100µS.cm
-1
, valor esse indicativo de ambiente impactado (CETESB, 2007a).
Estudos realizados por Gralhóz e Nogueira (2006), no mesmo córrego, mostraram que a
CE reduziu drasticamente em 2000, com a implantação da ETE-SABESP, e que foi visível
o decaimento no sentido nascente-foz. Observervou-se também neste estudo que tanto no
1º quanto no 2º período, no inverno (baixa pluviosidade) a CE se elevou consideravelmente
e no verão ocorreu o inverso, devido ao efeito de diluição dos sais dissolvidos.
62
Condutividade Elétrica (CE)
0
50
100
150
200
250
300
j
u
n
-
0
5
s
e
t
-
0
5
n
o
v
-
0
5
j
a
n
-
0
6
m
a
r
-
0
6
m
a
i
-
0
6
Datas de amostragem
P1 P2 P3 P4 P5 P6 P7 P8
Figura 15- Medidas da Condutividade elétrica (µS.cm
-1
) da nascente à foz
A Figura 15 ilustra a depleção da CE no sentido nascente-foz em
todos os pontos de coletas. Na Tabela 11, o P
2
apresentou a maior média (175,6 µS.cm
-1
)
e, entre todas as coletas, o menor valor encontrado foi de 139,4 µS.cm
-1
e o maior de 246
µS.cm
-1
(Tabela 2 – Apêndice I), o que representa sério comprometimento na qualidade de
água. No âmbito geral, com exceção dos pontos 2 e 3, houve uma aparente similaridade
para a CE em todos os pontos, pois não variaram estatisticamente (Tabela 11). O P
3
teve
média inferior ao P
2
, porém, ainda considerada elevada, e diferiu também dos pontos
seguintes; à medida que se distanciaram desse ponto, os rios tributários situados a
montante (Figura 6) contribuíram para o efeito de diluição da carga orgânica e,
consequentemente, para a redução dos valores. Os pontos 1, 5, 6, 7 e 8 foram os que
apresentaram as menores médias.
Tabela 11 - Média e Desvio padrão referente a CE
CE (µS.cm
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
78,2C
±40,4
P
2
175,6A
±37,2
P
3
121,4B
±10,5
P
4
101,9BC
±14,8
P
5
94,1BC
±10,8
P
6
86,4BC
±4,8
P
7
80,6C
±2,8
P
8
77,9C
±3,2
Valor de p <0,001
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
63
A Figura 16 ilustra as características de cada ponto de coleta frente
os resultados apresentados na Tabela 11. É observado claramente o efeito de diluição dos
sais dissolvidos gerados pela mineralização da matéria orgânica presente nos pontos 1 e 2
com suas respectivas diminuições graduais à medida que se afastam desses focos de
contaminação.
Figura 16 - Médias da Condutividade Elétrica (µS.cm
-1
) nos pontos de coleta
Oxigênio Dissolvido (OD)
OD é um dos parâmetros que melhor demonstra a recuperação do
ecossistema aquático e a degradação da matéria orgânica, mas não deve ser o único fator a
ser considerado, pois a sua concentração será afetada por diversos outros fatores e não
somente pela ação antrópica. As baixas concentrações de OD representam um agente
inibidor da biota no meio aquático (Nuvolari et al. 2003) e, segundo Chapman e Kimstach
(1992), as concentrações de OD inferiores a 5mgO
2
.L
-1
podem afetar o ecossistema
aquático; teores inferiores a 2mgO
2
.L
-1
podem levar à morte a maioria dos seres aquáticos.
Nos pontos 1 e 2 do presente estudo, os teores médios de OD não diferiram entre si, mas
diferiram dos outros pontos (Tabela 12).
64
Tabela 12 - Média e Desvio padrão referente o OD
OD (mgO
2
.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
4,4C
±2,3
P
2
4,9BC
±1,1
P
3
7,2 A
±1,3
P
4
7,4 A
±0,4
P
5
6,9AB
±0,6
P
6
7,4 A
±0,8
P
7
7,9 A
±0,9
P
8
8,6 A
±0,6
Valor de p <0,001
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Nos pontos 3 a 8, os valores médios não variaram estatisticamente
no período, mas observa-se a ascendência dos teores até o P
8
, que variaram
significativamente entre 7,86 e 9,46mgO
2
.L
-1
(Tabelas 3 a 9- Apêndice I). O mesmo
ocorreu nos estudos realizados por Gralhóz e Nogueira (2006) nos 2 períodos, sendo que
próximo ao despejo de efluentes as condições chegavam a ser anóxicas ou próximo de
zero, quando nos trechos médios do córrego se apresentavam sinais de recuperação. Este
fato é justificado pela acentuada declividade observada na Figura 7, com diferença de
235m entre a nascente (P
1
) e o último ponto (P
8
). A presença de inúmeras quedas d’água
provoca a turbulência e consequente oxigenação da água permitindo elevada oxidação da
matéria orgânica presente. Segundo Nuvolari et al. (2003), a maior introdução do oxigênio
nas águas se dá no nível do mar devido à maior pressão atmosférica provocada pela coluna
de ar sob a interface da água e o contrário, quanto maior altitude, menor a pressão
atmosférica e, consequentemente, menor a introdução de oxigênio. O Córrego do Cintra
situado entre 616 e 851 m de altitude, apresenta uma pressão parcial dos gases, mas com a
declividade acentuada favorece a dissolução desses que é diretamente proporcional ao grau
de turbulência das águas. Janzen e Schulz (2006) estudaram experimentalmente em
laboratório a interação entre a turbulência gerada no fundo e a interferência de gases
através da interface ar-água. Constatou-se que as altas concentrações de OD são extraídas
da superfície e levadas para o seio do fluido, diminuindo o OD superficial conforme a
turbulência provocada.
A Figura 17 mostra o aumento gradativo da concentração do OD
no sentido montante-jusante do Córrego do Cintra. No P
1
ocorreu a depleção de OD, com
65
teores mínimos de 0,5 e máximos de 7,47mgO
2
.L
-1
e para o P
2
a variação dos teores foi
entre a mínima de 3,19 e a máxima de 5,87mgO
2
.L
-1
(Tabelas 1 e 2 – Apêndice I). Segundo
o CONAMA (2005), no Art. 15, para águas Classe 2, é estabelecido um limite de OD não
inferior a 5 mg.L
-1
em qualquer amostra. Nas Tabelas 1 e 2 (Apêndice I), os valores foram
inferiores a este limite em quase todas as coletas nos pontos 1 e 2, o que indica sério
comprometimento na qualidade da água.
Figura 17 - Médias do Oxigênio Dissolvido (mgO
2
.L
-1
) nos pontos de coleta
Oxigênio Consumido (OC)
O OC em P
2
variou significativamente com relação aos outros
pontos devido à elevada carga orgânica presente e consequente consumo de oxigênio.
Souza (2005), em seu estudo nas lagoas de estabilização (P
2
), verificou a quantidade de
carga orgânica com potencial energético elevado, equivalente a aproximadadamente 30%
em média do poder calorífico da gasolina, e semelhante ao do eucalipto. Isso representaria
um elevado consumo de oxigênio para a sua degradação. Nos demais pontos (Tabela 13),
observa-se a diminuição gradativa do consumo do OD em função da redução da carga
orgânica ao longo do córrego. Com isso, do P
3
ao P
8
, observa-se a gradativa recuperação
da qualidade d’água e, na Figura 18, o Boxplot demonstra claramente este comportamento.
66
Tabela 13: Média e Desvio padrão referentes ao OC
OC (mgO
2
.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
2,2B
±1,3
P
2
5,9A
±2,0
P
3
2,3B
±0,4
P
4
1,3B
±0,4
P
5
1,2B
±0,4
P
6
1,0B
±0,5
P
7
1,0B
±0,4
P
8
0,7B
±0,5
Valor de p <0,001
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Figura 18 - Médias do Oxigênio Consumido (mgO
2
.L
-1
) nos pontos de coleta
A Figura 19 demonstra o comportamento dos parâmetros OD e OC,
utilizando-se as concentrações médias expressas nas Tabelas 11 e 12. À medida que ocorre
a elevação do OD, os valores de OC diminuem consideravelmente devido à redução da
matéria orgânica presente na água ao longo do córrego.
67
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
1 2 3 4 5 6 7 8
Pontos de coleta
Médias
OD OC
Figura 19 - Variação espacial das concentrações médias de OD e OC (mgO
2
.L
-1
).
Carbono Orgânico Total (COT)
O efeito da diluição provocada pela influência dos rios tributários é
observado na Figura 6 ou na Figura 1 (Apêndice II) e deve ser considerado para todos os
parâmetros analisados no presente estudo, inclusive para o COT. Na Tabela 14, observa-se
que o COT não variou estatisticamente, mas apresentou um teor médio significativo no P
1
(30,6mgO
2
.L
-1
). Observa-se que o mesmo comportamento vem ocorrendo com os outros
parâmetros neste estudo, com exceção do OD, ou seja, a diminuição gradativa a partir do
P
2
até o P
8
, devido ao efeito de diluição e pela mineralização da matéria orgânica ao longo
do córrego. Souza (2005), em seus estudos realizados nas lagoas de estabilização
localizadas a montante do P
2
do presente estudo, encontrou teores de COT que variaram de
7,3 a 18,9mgO
2
.L
-1
, considerados condizentes com os valores atuais, que apresentaram
mínima de 10,86 e máxima de 19,33mgO
2
.L
-1
(Tabela 2 – Apêndice I).
Tabela 14 - Média e Desvio padrão referentes ao COT
COT (mgO
2
.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
30,6A
±42,4
P
2
16,6A
±6,3
P
3
10,5A
±3,9
P
4
9,7A
±4,9
P
5
8,7A
±4,7
P
6
10,4A
±8,4
P
7
10,6A
±8,0
P
8
8,5A
±7,8
Valor de p 0,28
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
68
Dos pontos analisados para este parâmetro, somente o P
1
, em
Nov/05, apresentou valor elevado (115,7mgO
2
.L
-1
) devido, provavelmente, ao lançamento
de poluentes no período da coleta; nas outras coletas, os teores variaram de 7,63 a
29,34mgO
2
.L
-1
. A Figura 20 ilustra o comportamento desta variável em todos os pontos
sendo que o P
1
se apresenta-se assimétrico e com potencial outliers, onde a mínima foi de
7,63 e a máxima de 115,7mgO
2
.L
-1
.
Figura 20- Médias do COT (mgO
2
.L
-1
) nos pontos de coleta
A Figura 21 representa significante interação entre o COT e o pH,
pois, segundo Nuvolari et al. (2003), quanto maior a carga orgânica (COT), menor o pH
devido aos subprodutos do processo respiratório da degradação microbiana com liberação
de CO
2
, o qual, devido a sua elevada solubilidade na água, é convertido a ácido carbônico.
O inverso ocorre quando o teor do COT é reduzido (P
3
a P
8
) e o pH se eleva
gradativamente. Segundo Valente et al. (1997), a maior concentração de ácido carbônico
ocorre em ambientes eutróficos (P
2
), pois este é consumido pela absorção fotossintética
(varia do dia para a noite) pelas algas, mas em ambientes lóticos (corredeiras), como é o
caso do Cintra, a suspensão de sedimentos do córrego, que é provocada pela turbulência
das águas, dificulta o processo de fotossíntese e diminui a proliferação de algas. Já a
alcalinidade da água nos pontos distantes da contaminação (P
1
e P
2
) tem influência,
também, das espécies alcalinas carreadas para o córrego na região de influência agrária ou
em função do tipo do solo, cujo processo chamado Calagem corrige o pH considerado
ácido.
69
0
5
10
15
20
25
30
35
1 2 3 4 5 6 7 8
Pontos de coleta
Médias
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
COT pH
Figura 21- Variação espacial das concentrações médias do COT (mgO
2
.L
-1
) e o pH
Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO
5
)
A DBO
5
é a quantidade de oxigênio necessário para oxidar a
matéria orgânica biodegradável, pela decomposição microbiana aeróbia, para uma forma
inorgânica estável em um determinado período (CETESB, 2007a). Segundo Greenberg et
al. (2005), a DBO
5
mostra a quantidade de oxigênio consumido em 5 dias de incubação a
20ºC para a decomposição biológica da matéria orgânica presente na água e em efluentes, a
qual é composta de uma variedade de compostos em vários estados de oxidação.
Para a determinação da DBO
5
, os pontos 2, 4 e 8 foram
estrategicamente escolhidos em função da área de influência, não havendo necessidade de
analisar os outros pontos considerando a carga orgânica reduzida. O P
2
foi escolhido
devido a presença de efluente tratado da ETE-SABESP, o P
4
devido proximidade do Bairro
Vista Alegre considerando possíveis lançamentos clandestinos e o P
8
devido a presença
áreas agropastoris localizados a montante (Tabela I).
A DBO
5
(Tabela 15) variou estatisticamente somente no P
2
, com
média elevada (4,4mgO
2
.L
-1
) e, semelhante às outras variáveis, os teores diminuem
gradativamente à medida que se distanciam das fontes geradoras de poluição, devido ao
efeito de diluição dos rios tributários e à baixa carga orgânica (COT). Nos estudos de
Gralhóz e Nogueira (2006), as cargas de DBO
5
nos pontos 1 e 2 do presente estudo
reduziram-se 10 vezes do primeiro (1996) para o segundo período estudado (2000), além
de mostrar uma marcada recuperação do córrego no eixo longitudinal. Da mesma forma,
observou-se uma menor demanda de O
2
nos P
4
e P
8
devido ao elevado teor de OD (Figura
17) e melhora da qualidade d’água. Segundo o Art. 15, Classe 2 do CONAMA (2005), os
70
valores para a DBO
5
não devem exceder 5,0mgO
2
.L
-1
. Os valores médios observados na
Tabela 15 e na maioria das coletas (Tabela 2 – Apêndice I) não excederam os limites
máximos permitidos.
Tabela 15 - Média e Desvio padrão referente a DBO
5
DBO
5
(mg O
2
.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
P
2
4,4A
±0,9
P
3
P
4
1,3B
±0,5
P
5
P
6
P
7
P
8
0,6B
±0,4
Valor de p <0,001
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Na Figura 22, o Boxplot mostra o comportamento da DBO
5
nos
pontos analisados, demonstrando a redução da oxidação da matéria orgânica ao longo do
curso d’água.
Figura 22 - Médias da DBO
5
da água (mgO
2
.L
-1
) nos pontos de coleta
A Figura 23 mostra a tendência da DBO
5
diminuir em cada ponto à
medida que os níveis de COT também diminuem (Figura 20), sendo que o inverso ocorre
71
com o OD (Figura 17), pois há a redução gradativa da demanda de oxigênio em função da
redução da matéria orgânica.
Figura 23 - Medidas da DBO
5
(mgO
2
.L
-1
) nos pontos 2, 4 e 8
6.4 Espécies Químicas
Nitrato (N-NO
3
-
) e Nitrito (N-NO
2
-
)
Quanto aos compostos nitrogenados presentes em corpos d’água, o
N-NO
2
-
é a forma intermediária, de curta duração, após a oxidação da amônia (NH
3
) pelas
bactérias nitrossomonas, enquanto o N-NO
3
-
é a forma oxidada a partir dos nitritos pelas
bactérias nitrobacter, sendo característico de poluição mais antiga (NUVOLARI et al.,
2003). As principais fontes naturais de nitrato para águas superficiais são as rochas ígneas,
drenagem de solos, restos de animais e plantas (CHATTOPADHYAY et al., 2005). Quanto
às outras fontes, podemos citar aquelas de origem antrópica, como revela o presente
estudo.
Para o N-NO
3
-
, com exceção do P
2
, a variação média do período
estudado não diferiu estatisticamente para os demais pontos. Os valores médios para o N-
NO
3
-
diminuíram gradativamente do P
2
ao P
8
(Tabela 16), devido ao efeito da diluição
causada pela entrada de rios tributários (Figura 6) que causa a redução de seus teores ao
longo do córrego (médias de 1,96 mg.L
-1
a 0,58 mg.L
-1
). O mesmo não ocorre no P
1
(0,72
mg.L
-1
), pois o efluente ali lançado é bruto e recente e o processo de oxidação da matéria
orgânica está sendo apenas iniciado, não sendo significativa a produção de N-NO
3
-
.
Nos pontos localizados próximo às áreas agrícolas (P
3
a P
7
), os
teores não apresentaram variação significativa. Em conseqüencia do uso de fertilizantes em
áreas rurais, Marques et al. (2007) detectaram resíduos de agrotóxicos, contendo
72
compostos nitrogenados (N-NO
3
-
), somente quando a pluviosidade ultrapassava 300 mm
de chuva. No presente estudo, nas datas de coletas, os índices sempre foram inferiores a
211,2 mm de chuva. Contudo, a principal fonte poluidora no córrego (P
2
) não sofre
interferências da pluviosidade e atividade da lixiviação do solo no sistemas ETE-SABESP.
A redução do teor de N-NO
3
-
ao longo do percurso do córrego deve-se à elevada
oxigenação da água, devido ao processo de fotossíntese na lagoa de estabilização e ao
sistema lótico do córrego, por causa da acentuada declividade a jusante, mostrada no perfil
longitudinal do mesmo (Figura 7). Nos estudos realizados por Moreto e Nogueira (2003) e
Panhota e Bianchin (2003), foi observado o decréscimo do nitrato no período chuvoso,
associado ao efeito de diluição. O valor máximo permitido para o Nitrato, expresso no Art.
14, Classe 2 do CONAMA (2005), é de 10 mg.L
-1
, portanto, todos os valores obtidos no
presente estudo são inferiores a este e ao valor médio de 1,96 mg.L
-1
.
Tabela 16 - Média e Desvio padrão referentes a Nitrato
Nitrato (mg.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
0,72AB
±0,00
P
2
1,96A
±0,99
P
3
1,73AB
±0,82
P
4
0,85AB
±0,39
P
5
0,67AB
±0,39
P
6
0,61AB
±0,11
P
7
0,55B
±0,12
P
8
0,58B
±0,00
Valor de p 0,014
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Na Figura 24, o Boxplot mostra o diminuição gradativa, a partir do
P
3
, dos teores de N-NO
3
-
até o último ponto. Os teores de N-NO
3
-
no P
1
não foram
detectados na maioria das coletas, por se tratar de esgoto recente; o mesmo ocorre no P
8
,
devido à ausência desses compostos na área agrícola (P
3
a P
7
) e, também, por causa do
efeito da diluição (Tabelas 3 a 9 – Apêndice I).
73
Figura 24 - Médias do Nitrato da água (mg.L
-1
) nos pontos de coleta
Observa-se na Tabela 17 que, com exceção do P
2
(0,38 mg.L
-1
), a
variação média de N-NO
2
-
no período não diferiu estatisticamente. A Figura 25 mostra a
divergência do N-NO
2
-
no P
2
em relação aos demais pontos. O valor mínimo foi de 0,009
e o máximo foi de 1,26 mg.L
-1
. O elevado teor de N-NO
2
-
no P
2
deve-se ao processo de
nitrificação dos compostos orgânicos ali presentes. Gralhóz e Nogueira (2006) revelaram
que no segundo período de estudo (2000), tanto os teores de N-NO
2
-
como os de N-NO
3
-
são mais elevados próximo da fonte poluente, demonstrando que o sistema ETE-SABESP
está contribuindo para o processo inicial de mineralização da matéria orgânica, mas não
como remoção do nutriente. O valor máximo permitido para Nitrito expresso no Art. 14,
Classe 2 do CONAMA (2005) é de 1 mg.L
-1
, portanto, todos os valores obtidos no presente
estudo são inferiores a este e ao valor médio de 0,38 mg.L
-1
, exceto para a amostragem do
P
2
realizado em setembro de 2005, cujo valor foi de 1,26mg.L
-1
(Tabela 2 – Apêndice I).
74
Tabela 17 - Média e Desvio padrão referente a Nitrito
Nitrito (mg.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
0,0093B
±0,00
P
2
0,38A
±0,45
P
3
0,02B
±0,009
P
4
0,012B
±0,003
P
5
0,008B
±0,001
P
6
0,006B
±0,001
P
7
0,006B
±0,002
P
8
0,004B
±0,001
Valor de p 0,002
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
Figura 25 – Médias do Nitrito da água (mg.L
-1
) nos pontos de coleta
Fosfato (PO
4
3-
)
O fósforo é relativamente raro nos sistemas naturais e necessário
para manter o crescimento da população de algas em expansão, sendo sua demanda, em
relação aos compostos nitrogenados (nitrato e nitrito), muito maior. A forma dissolvida ou
particulada deste composto em ambientes aquáticos é transformada em particulas
orgânicas, matéria viva vegetal, pelo metabolismo das plantas (TUNDISI, 2005). No
Córrego do Cintra, os teores de PO
4
3-
não diferiram estatisticamente entre os pontos
(Tabela 18), porém, houve um aumento significativo no P
2
devido ao lançamento e
degradação contínua do esgoto em tratamento no ETE-SABESP. Segundo Galhóz e
Nogueira (2006), no segundo período (2000), os teores de PO
4
3-
foram elevados próximo
75
da lagoa de estabilização e houve uma marcante redução longitudinal do mesmo no sentido
nascente-foz. Da mesma forma, no presente estudo, a jusante do P
2
observa-se a
diminuição gradativa devido aos efeitos de diluição. Nos pontos 3 a 7 não houve elevação
significativa para os teores de PO
4
3-
, embora em áreas agrícolas seja comum o uso de
agroquímicos fosfatados, pois estes compostos são menos vulneráveis à lixiviação. O Art.
15, da Classe 2 do CONAMA (2005), estabelece como limite máximo para o Fósforo (P),
em ambientes intermediários e tributários diretos de ambientes lênticos a concentração de
0,050mg.L
-1
. Com os resultados obtidos na forma de PO
4
3-
(Tabela 18), ao se fazer a
estequiometria para valores médios de Fósforo (P), as concentrações obtidas nos pontos
foram: P
1
=0,085mg.L
-1
, P
2
=0,210mg.L
-1
, P
3
=0,075mg.L
-1
, P
4
=0,052mg.L
-1
e
P
5
=0,052mg.L
-1
e para os pontos 6, 7 e 8, os valores foram inferiores ao máximo
permitido.
Tabela 18 - Média e Desvio padrão referente ao Fosfato
Fosfato (mg.L
-1
)
Local Média Desvio padrão
P
1
0,26A
±0,21
P
2
0,64A
±0,23
P
3
0,23A
±0,31
P
4
0,16A
±0,14
P
5
0,16A
±0,16
P
6
0,08A
±0,09
P
7
0,02A
±0,003
P
8
0,08A
±0,00
Valor de p 0,06
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
A Figura 26 mostra o decaimento dos teores de PO
4
3-
ao longo do
córrego e na Tabelas 1 a 6 (Apêndice I),, em todos os pontos, observa-se que a variação
foi pontual em função do período das coletas
76
Figura 26 - Medidas do Fosfato Total nos pontos de coleta
A eutrofização dos ecossistemas aquáticos é resultado do
enriquecimento com nutrientes, principalmente fósforo e nitrogênio, através de descargas
excessivas de águas residuárias ou despejos agrícolas não tratados (TUNDISI, 2005).
Apesar das reduzidas concentrações destes nutrientes (Nitrato, Nitrito, etc), com exceção
do Fósforo que superou o limite máximo nos pontos 1 a 5, a auto-depuração deste corpo
d’água é observada no presente estudo e a represa da Barra Bonita (Rio Tietê), ao receber
as águas do Cintra que deixou de possuir suas características originais de águas de
nascentes, possivelmente sofre os efeitos causados pela entrada deste tributário que pode
contribuir para o processo de eutrofização da mesma.
6.5 Parâmetros Microbiológicos
Coliformes Termotolerantes
As bactérias coliformes (Termotolerantes e Totais) estão presentes
tanto em águas naturais como em águas contaminadas por esgoto, diferenciando somente a
origem da bactéria (SILVA et al., 1998a). Aspectos microbiológicos foram estudados por
Macedo (2001), constatando que o esgoto doméstico bruto, geralmente, contém mais de 3
milhões de coliformes por 100mL e bactérias coliformes, como Escherichia coli e os
estreptococos fecais (enterecocos), em média de 50 milhões por grama. A contaminação
por esgoto ou pela presença de animais representa importante fator econômico e à saúde
pública, pois muitos patógenos podem ser transmitidos ao homem (BRASIL, 2004). No
77
presente estudo, constatou-se que esgoto bruto vem sendo despejado clandestinamente,
originado nas dependências do Campus de Botucatu, embora os números não tenham
variado estatisticamente no P
1
e os números de coliformes termotolerantes sejam inferiores
a 460NMP/100mL no período de coleta e, nos pontos 2, 3, 4 e 5, em várias coletas (Tabela
9 – Apêndice I). De acordo com a resolução 274, de 29 de novembro de 2000 (CONAMA,
2000), o Art. 2º, no 1º parágrafo considera como satisfatórias para o uso de recreação de
contato primário (mergulho, natação), as águas com coliformes termotolerantes inferiores a
1000NMP/100mL em 80% do conjunto de amostras e impróprias, aquelas em que se
obteve na última amostragem, números superiores a 2.500NMP/100mL. Para os demais
usos, não deverá ser excedido o limite de 1000NMP/100mL de coliformes termotolerantes
em 80% ou mais de, pelo menos, 6 amostras coletadas durante o período de um ano, com
frequência bimestral.
Dos focos pontuais de contaminação no período estudado, os
pontos 2 (ETE), 4 (jusante do bairro Vista Alegre) e 5 (Agropastoril) revelaram presença
de termotolerantes devido à presença humana e de animais nessas áreas (Figura 27). Conte
et al. (2001) também detectaram a presença de coliformes termotolerantes no entorno de
quedas d’águas, devido a áreas de pastagem e presença de bovinos. Nos estudos de
Gralhóz e Nogueira (2006), as bactérias termotolerantes e totais estiveram presentes em
todas as amostras, tanto no primeiro quanto no segundo período. No segundo período
houve uma redução de 10
5
vezes no ponto próximo do despejo (P
2
) e números elevados
foram encontrados nos trechos médios e inferior do córrego, o que faz os autores
afirmarem, mais uma vez, o aparecimento de novas fontes de eutrofização/contaminação.
Tabela 19: Média e Desvio padrão referente a Coliformes termotolerantes
Coliformes termotolerantes (NMP/100mL)
Local Média Desvio padrão
P
1
284A
±98
P
2
673 A
±978
P
3
637 A
±989
P
4
1104 A
±1183
P
5
629 A
±1006
P
6
113 A
±115
P
7
284 A
±98
P
8
240 A
±154
Valor de p 0,48
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
78
O Boxplot revela números elevados para coliformes
termotolerantes do P
2
ao P
5,
sendo o maior valor obtido no P
4
, onde variou de 240 a 2.400
NMP/100mL (Figura 27). Observa-se que no P
1
, local onde ocorre o lançamento de esgoto,
as quantidades são reduzidas comparados com as dos outros pontos. Na Tabela 9
(Apêndice I), observa-se que o P
1
apresentou números que variaram de 240 a 260
NMP/100mL em todas as coletas e no P
2
os números estiveram entre 23 e
460NMP/100mL, com exceção da coleta de Maio/06, com número de 2.400NMP/100mL.
Esperáva-se, nestes locais, números maiores, como foi encontrado por Galhóz e Nogueira
(2006) no ponto após o tratamento de esgoto (2º período), mas observando resultados de
OD, por exemplo, verifica-se que existiu, nestes pontos, depleção de oxigênio considerado
limitante para crescimento microbiano. Outro fator que deve ser levado em conta é a
existência de substâncias que inibem o crescimento microbiano como bases, ácidos,
substâncias orgânicas, etc, oriundas dos laboratórios de pesquisa. Nos outros pontos, por
estarem distantes destes focos, devido ao efeito de diluição pelas águas dos tributários, o
ambiente tornou-se mais favorável para o crescimento microbiano.
Figura 27: Coliformes termotolerantes (NMP) nos pontos de coleta
Em estudos realizados em rios da região de Botucatu e de outras
regiões do Estado de São Paulo, foram identificadas sérias contaminações por coliformes
termotolerantes. Correa et al. (2006) analisaram a qualidade da água nas margens do Rio
Tietê e encontraram números de coliformes termotolerantes considerados normais para a
recreação. Nos estudos de Silva et al. (1998b), os coliformes termotolerantes, em águas
79
para irrigação e dessedentação de animais em rios de Botucatu, são elevados da nascente à
foz pela presença humana, através de atividades agropastoris, presença de condomínios e
uso de fossas sépticas. Valente et al. (1999) revelaram, através da avaliação bacteriológica
dos recursos hídricos do município de Eldorado – Vale do Ribeira (SP), que a população
periférica faz uso de águas provenientes dos rios e de poços artesianos da região,
apresentando maior freqüência de contaminação por coliformes termotolerantes
decorrentes de ausência de saneamento básico e de hábitos de higiene pessoal, com
eliminação direta de matéria fecal nesses tipos de recursos hídricos.
Exemplos de estudos de contaminação, por coliformes
termotolerantes, os corpos d’águas acima citados, refletem a situação dos rios próximos
das cidades do Brasil. O Córrego do Cintra é mais um exemplo e ao associarmos os dados
de contaminação por coliformes aos parâmetros físicos-químicos analisados até agora,
podemos prever futuros riscos à saúde pública das populações ribeirinhas, animais de
estimação e daqueles que utilizam suas águas para o lazer.
Coliformes totais
As quantidades de coliformes totais são relevantes, já que na
natureza estão presentes em grandes números e variedades. A Tabela 20 mostra que os
números de Coliformes totais não variaram estatisticamente. Os números expressos na
Tabela 9 (Apêndice I) indicam a variação em cada ponto e coleta.
Tabela 20: Médias e Desvios padrão referentes a Coliformes Totais
Coliformes totais (NMP/100mL)
Local Média Desvio padrão
P
1
167AA
±102
P
2
190 A
±94
P
3
607 A
±1005
P
4
368 A
±419
P
5
282 A
±466
P
6
153 A
±118
P
7
210 A
±66
P
8
197 A
±97
Valor de p 0,72
Médias seguidas de letras iguais não diferem estatisticamente entre si ao nível de 5% de significância
O P
3
, em Jan/06, apresentou 2.400 NMP/100ml de Coliformes
totais e nas outras coletas os números variaram de 64 a 93 NMP/100ml (Tabela 8 –
Apêndice I). O Boxplot mostra o declínio do número de coliformes nos subsequentes
80
pontos de coleta, onde P
3
apresentou o maior número (Figura 28). A exemplo dos
coliformes termotolerantes, esperava-se também elevados valores para os pontos 1 e 2, mas
considera-se as mesmas justificativas quanto à inibição do crescimento microbiano por
parte de substâncias oriundas de laboratórios de pesquisa do campus da Unesp.
Figura 28 - Coliformes Totais (NMP) nos pontos de coleta
6.6 Defensivos agrícolas
Paumgartten (1993) e Peres e Moreira (2007) avaliaram riscos e
estimaram a probabilidade que os defensivos agrícolas têm de produzir efeitos adversos no
indivíduo em condições particulares de exposição. O processo fornece dados para decisões
e ações no sentido de reduzir ou eliminar os riscos e consistem em identificação do perigo,
avaliação da exposição, avaliação dose-resposta e caracterização do risco. No Córrego do
Cintra, estes compostos foram analisados nos pontos 2, 4 e 8, estratégicamente escolhidos
em função das áreas de influência no seu entorno, para avaliar os possíveis riscos à saúde e
promover ações para minimizar seus efeitos.
A Tabela 3 relata a distribuição da ocupação e uso do solo na
Microbacia Hidrográfica do Córrego do Cintra com as variedades de culturas, distribuição
da mata existente, pastos e áreas cultiváveis. Essa distribuição influencia sensivelmente
nos resultados encontrados no presente estudo, pois os defensivos agrícolas estão presentes
nestas áreas, onde normalmente ocorre o uso destes compostos. Como resultados das
análises realizadas nas amostras coletadas em P
2
(Tabela 21) foram detectados os seguintes
compostos: Organoclorado nas duas primeiras coletas (Junho e Setembro/2005) e
Piretróides (Cipermetrina) somente na última coleta (Maio/2006) com teor de 0,001mg.L
-1
.
81
Nestas coletas, o índice pluviométrico (Figura 12) foi de 51,2 mm, 35,1 mm e 8,7 mm de
chuva, respectivamente e mesmo com estes baixos valores totais de chuva, os defensivos
agrícolas foram detectados. A detecção desses compostos em P
2
pode ter ocorrido em
função da grande área de abrangência no entorno deste ponto. Dentre eles, o Distrito de
Rubião Junior que possui uma população de 3.420 habitantes, segundo o último senso do
Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE (2008), onde o uso de Piretróides,
por exemplo, é muito comum como repelente de insetos em domicílios, podendo ser
destinado de forma inadequada juntamente com o esgoto gerado e destinado às lagoas de
tratamento biológicos. Nas áreas adjacentes ao Campus da Unesp e em áreas situadas à
jusante da estação de tratamento biológico, observadas na Tabela 1, existem áreas de
agriculturas onde, provavelmente, é feito o uso de defensivos agrícolas. Já no Campus da
Unesp, as empresas prestadoras de serviços ou os próprios servidores obedecem a portaria
nº 9 do Centro de Vigilância Sanitária - CVS (2008), devidamente registrados no
Ministério da Saúde - MS (2004), para o controle de insetos, roedores e de outros animais
nocivos à saúde no interior de instalações, em edifícios públicos ou coletivos, etc., bem
como a manipulação e aplicação de desinfetantes domissanitários (inseticidas, rodenticidas
e repelentes), evitando assim o uso dos organoclorados.
Tabela 21 - Determinações de defensivos agrícolas realizadas nas 6 coletas no P
2
Perímetro Organoclorados Organofosforados
Carbamatos Piretróides
Data Teste Qualitativo
Teste Qualitativo
Teste Qualitativo
Teste Quantitativo
27/6/2005 Positivo N.D. N.D. N.D.
12/9/2005 Positivo
N.D. N.D. N.D.
21/11/2005
N.D. N.D. N.D. N.D.
23/1/2006
N.D. N.D. N.D. N.D.
20/3/2006
N.D. N.D. N.D. N.D.
22/5/2006
N.D. N.D. N.D.
0,001mg.L
-1
Cipermetrina
No P
4
(Tabela 22), assim como no P
2
, os organoclorados foram
detectados nas mesmas datas de coleta (Junho/2006 e Setembro/2005) e, considerando
serem extremamente persistentes e de difícil degradabilidade, podem ser encontrados no
meio ambiente e estar presentes no sistema de tratamento biológicos por lagoas, sendo
gradualmente liberados para o córrego do Cintra. Assim, os organoclorados detectados (P
2
,
P
4
e P
8
), podem ser devido apenas ao uso antes da sua proibição. Além disso, o CONAMA
(2005) apresenta limites máximo permitido para estes compostos, sendo assim, não é
proibido por lei a sua detecção em águas brutas.
82
Os Piretróides (Cipermetrina e Deltametrina) foram encontrados
em teores que variaram de 0,003 a 0,11mg.L
-1
, nas três primeiras coletas referentes aos
meses de junho, setembro e novembro de 2005. Novamente, verificou-se baixo índice
pluviométrico, na ordem de 51,2 mm, 35,1 mm e 63,8 mm de chuva, neste período (Figura
12). Neste caso, considerando as características dos locais em termos de uso e ocupação do
solo e a localização a jusante do bairro Vista Alegre (Tabela 1), estão presentes áreas de
diversas culturas como hortaliças, cana de açúcar, alfafa, milho e pomares. Com o baixo
índice pluviométrico mensal, infere-se que neste ponto ocorreram possíveis pontos de
irrigação, em áreas de plantio nas proximidades do córrego, levando à contaminação de
suas águas por esses compostos.
Tabela 22 - Determinações de defensivos agrícolas realizadas nas 6 coletas no P
4
Parâmetros
Organoclorados
Organofosforados
Carbamatos Piretróides
Data Teste Qualitativo
Teste Qualitativo
Teste Qualitativo
Teste Quantitativo
27/6/2005
Positivo N.D. N.D. 0,003mg.L
-1
Cipermetrina
12/9/2005
Positivo
N.D. N.D. 0,11mg.L
-
1 Cipermetrina
21/11/2005
N.D. N.D. N.D. 0,004mg.L
-1
Deltametrina
23/1/2006
N.D. N.D. N.D. N.D.
20/3/2006
N.D. N.D. N.D. N.D.
22/5/2006
N.D. N.D. N.D.
N.D.
Já para o P
8
(Tabela 23), detectou-se somente a presença de
defensivo agrícola Organoclorado em novembro/2005, sendo que, apesar da proibição do
seu uso, sua presença seria justificada pelas áreas desflorestadas a montante nos pontos 5, 6
e 7 com atividade agropastoril. O P
8
está inserido em Área de Proteção Ambiental (APA),
com exuberante vegetação e acesso restrito no seu entorno, com pouca possibilidade de
contaminação no local (Tabela 1). O índice pluviométrico no período também se
apresentou baixo, com 63,8 mm de chuva, permitindo inferir também a irrigação e o
escoamento das águas no córrego (Figura 12).
Tabela 23 - Determinações de defensivos agrícolas realizadas nas 6 coletas no P
8
Parâmetro
Organoclorados
Organofosforados
Carbamatos Piretróides
Data Teste Qualitativo
Teste Qualitativo
Teste Qualitativo
Teste Quantitativo
27/6/2005
N.D.
N.D. N.D.
N.D.
12/9/2005
N.D. N.D. N.D. N.D.
21/11/2005
Positivo N.D. N.D. N.D.
23/1/2006
N.D. N.D. N.D. N.D.
20/3/2006
N.D. N.D. N.D. N.D.
22/5/2006
N.D. N.D. N.D.
N.D.
83
Geralmente os defensivos agrícolas em períodos de elevada
pluviosidade, são carreados pelo escoamento superficial das águas. Já em solos argilosos,
considerados solos impermeáveis, o escoamento é facilitado e é mais freqüente encontrá-
los nas águas superficiais do rio (GASPAR et al. 2005). O potencial de escoamento
elevado faz com que o contaminante escoe superficialmente, seja em suspensão ou
adsorvido a pequenos agregados ou torrões, tornando o solo menos exposto à condição de
contaminação. Nesse caso, os cursos d’água tendem a ser comprometidos (GOMES et al.
2002). A pluviosidade baixa nos períodos de coleta, no presente estudo, é diferente dos
estudos de Marques et al. (2007) que observaram, em períodos de chuva, a tendência de
aumento das concentrações de defensivos agrícolas em rios, devido à maior lixiviação do
solo pelas águas pluviais. Segundo Celeste e Cárceres (1988), em geral nas áreas
agriculturáveis com presença de rios, fatores como o tamanho da partícula do sedimento e
a porcentagem de matéria orgânica apresentam influência direta na concentração de
compostos agrícolas. Nos córregos e ribeirões, os sedimentos são constantemente
“lavados” e o processo de sedimentação é menor, enquanto em lagos ou reservatórios esse
processo é mais favorecido. Dependendo das características físico-químicas, o resíduo
destes compostos pode tanto se ligar ao material particulado em suspensão, como se
depositar no sedimento de fundo ou ser absorvido por organismos, podendo ainda serem
acumulados (TOMITA; BEYRUTH, 2002).
A resolução 357 do CONAMA (2005) não estabelece limites
máximos permitidos para os piretróides em águas de rios, mas a Portaria n
o
518 do MS
(BRASIL, 2004) apresenta limite de 0,020mg.L
-1
para as águas de consumo humano. Para
efeito de comparação dos resultados obtidos, as concentrações dos Piretróides nos pontos
estudados variaram de 0,001 a 0,11mg.L
-1
, ou seja, 5,5 vezes mais elevadas em águas do
Córrego do Cintra, comparando-o com o índice para as águas de consumo humano. Nos
estudos de Bissacot (1995) apud Conte e Leopoldo (2001), a cipermetrina pode provocar a
síndrome “CS”, caracterizada por movimentos desordenados dos membros superiores e
inferiores, além de salivação intensa, alergias, convulsões e perda de consciência, quando o
indivíduo é exposto a doses elevadas. Conte e Leopoldo (2001) revelam que a cipermetrina
apresenta valor máximo permitido de 0,05mg.L
-1
para o leite, uma vez que na época não
havia parâmetro para os recursos hídricos. Assim, foi consideraram esse mesmo valor para
a água e calcularam que uma pessoa adulta precisaria tomar 176,47 litros de água por dia,
84
para estar ingerindo uma quantidade tóxica, tendo por base a maior concentração de
cipermetrina encontrada nas amostragens no Rio Pardo, que foi de 0,017 mg.L
-1
.
Entretanto, ressaltaram a necessidade de se considerar os efeitos em crianças e na cadeia
alimentar através de novos estudos. No caso da água, atualmente é considerado inofensivo
à população consumidora adulta e deve considerar os efeitos em crianças e na cadeia
alimentar através de novos estudos.
Gaspar et al. (2005) avaliaram o risco de defensivos agrícolas
aplicados no município de Arari (MA). Através de análise qualitativa, detectaram a
presença de resíduos de Piretróides e Organoclorados em cerca de 20% das amostras de
águas superficiais analisadas e, embora o método de detecção empregado tenha sido
qualitativo, causou grande preocupação. Nos estudos de Veiga et al. (2006), 70% das 135
amostras coletadas apresentaram contaminação por organofosforados e carbamatos em
águas superficiais e subterrâneas, o que colocaria a saúde da população local em risco.
No presente estudo, entre todos os defensivos agrícolas, somente
organoclorados (qualitativo) e piretróides (quantitativo) foram detectados. Segundo a
CETESB (2007a), os organofosforados, além de apresentarem vida curta no ambiente, são
muito difíceis de serem detectados na água. Já os carbamatos possuem rápida degradação,
dependendo das condições físicas e microbiológicas do meio ambiente (PARREIRA et al.,
2001). Além dos focos de contaminação detectados no P
1
e P
2
, identificados pelos
parâmetros físico-químicos, os defensivos agrícolas detectados nos P
2
, P
4
e P
8
sofrem
influências da agricultura local e como o objetivo do estudo foi detectar a contaminação e
presença destes compostos na água do córrego, um futuro estudo poderá ser realizado com
a finalidade de detectar os mesmos e outros compostos quantitativamente, além de
identificar as fontes de contaminação no Córrego do Cintra.
85
7 CONCLUSÃO
Os parâmetros de qualidade de água analisados no presente estudo
revelam alterações de origem antrópica no Córrego do Cintra. Dentre os mais
representativos podemos citar:
A depleção do OD no P
1
e sua elevação gradativa ao longo do córrego;
A CE atingiu médias anuais superiores a 100µScm
-1
somente no P
2
, valor esse
indicativo de ambiente impactado;
O OC e a DBO
5
diminuiram gradativamente ao longo do córrrego, o que indica a
melhoria da qualidade da água;
O pH nos pontos 1 e 2 estavam próximo da neutralidade e nos pontos 3 a 7,
elevaram-se gradativamente, denotando presença de espécies alcalinas oriundas de
áreas agrícolas;
Os coliformes termotolerantes foram encontrados com valores superiores ao
máximo permitidos para recreação primária nos pontos 2 a 5 em pelo menos uma
coleta. Para os demais usos, os valores são considerados satisfatórios;
Foram detectados organoclorados nos pontos 2, 4 e 8 em várias coletas, onde a
montante dos pontos 4 e 8, são áreas agrícolas desprovidas de mata ciliar;
Para os piretróides, somente nos pontos 2 e 4 ocorreu contaminação na ordem de
5,5 vezes mais elevados comparados aos valores máximos permitidos pelo MS;
86
A morfometria da microbacia infere que a mesma não é propensa a enchentes e que
o escoamento de águas pluviais é rápido, além de apresentar substrato
relativamente permeável, proporcionando elevada relação infiltração/deflúvio. O
relevo é caracterizado como suave-ondulado a ondulado nos pontos 1 a 6, inferindo
baixa degradação e boas condições para a agricultura agroecológica e para o
restabelecimento da qualidade da água da nascente à foz.
Portanto, analisando resultados, a auto-depuração deste corpo
d’água é observada. No entanto, a represa da Barra Bonita, Rio Tietê, a jusante da região
estudada, ao receber as águas alteradas do Cintra, possivelmente sofre os efeitos da carga
orgânica gerada, ocorrendo um impacto cumulativo deste tributário e podendo contribuir
para a eutrofização sobre o reservatório do Tietê.
Ações corretivas são propostas na fonte de lançamento pontual de
esgoto, com a identificação e reintegração do efluente bruto no sistema tronco da ETE no
P
1
, visando preservar a nascente e o maior rigor no monitoramento dos efluentes tratados
(P
2
) minimizando seus efeitos no córrego. Para as fontes difusas (P
3
a P
7
), a utilização de
práticas mecânicas e vegetativas, como a recomposição da mata ciliar na extensão do
córrego, reflorestamento, terraços em nível para conter possíveis erosões, uso e ocupação
do solo com educação continuada junto aos agricultores, através da implantação de sistema
agroecológico e estímulo à práticas conservacionistas implicarão na melhor qualidade da
água do córrego para toda a população ribeira, para a dessedentação de animais e recreação
nas cachoeiras (P
8
), sem causar danos à saúde dos freqüentadores.
87
8 REFERÊNCIAS
ADAD TAJRA, J. M. Controle químico da qualidade de água. Rio de Janeiro:
Guanabara Dois, 1982. p. 34-35.
ALLAN, J. D. Strean ecology: structure and function of running waters. London:
Chapman e Hall, 1995. 388 p.
AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Bacia hidrográfica. Brasília, DF, 2004. Disponível
em: <http//:www.ana.org.br>. Acesso em: 28 ago. 2004.
ARAUJO JUNIOR, A. A. et al. Diagnóstico físico conservacionista de 10 microbacias do
Rio Capivara – Botucatu (SP), visando o uso racional do solo. Irriga, Botucatu, v. 7, n. 2.
2002.
BAIRD, C. Química ambiental. 2. ed. Porto Alegre: Bookman, 2002. 622 p.
BASSOI, K. L. Poluição das águas. In: PHILIPPI JR, A.; PELICIONI, M. C. F. Educação
ambiental e sustentabilidade. São Paulo: Manole, 2005. cap. 7, p. 175-194.
88
BISSACOT, D. Z. Determinação de resíduos de inseticidas piretróides sintéticos em leite
e sangue de bovinos. Botucatu, 1995. 113p. Dissertação (Mestrado em Ciências
Biológicas) – Instituto de Biociências, Universidade Estadual Paulista.
BISSACOT D. Z.; VASSILIEFF, H. P. L. C. Determination of flumethrin, deltametrin,
cypermethrin, and cyhalothrin residues in the milk and blood of lactating dairy cows.
Journal of Analytical Toxicology, Gainesville, v. 21, p. 398-405, 1997.
BLAO, X.; ZHUHONG, D.; XLAORONG, W. Impact of the intensive shrimp farming on
the water quality of the adjacent coastal creeks fron Eastern China l. Marine Pollution
Bulletin, Amsterdam, v. 48, n. 5-6, p. 543-553, 2004.
BRAGA, B.; PORTO, M.; TUCCI, C. E. M. Monitoramento de quantidade e qualidade das
águas. In: REBOUÇAS, A. C.; BRAGA, B.; TUNDISI, J. G. Águas doce no mundo e no
Brasil. 2. ed. São Paulo: Escrituras, 2006. cap.5, p. 145-160.
BRAGA, B. et al. Introdução à engenharia ambiental. 2. ed. São Paulo: Prentice Hall,
2003. 305 p.
BRANCO, S. M. As águas e os microorganismos: amebas, bactérias e vírus. Presença nas
águas naturais, nas águas poluídas e nas águas residuárias. In: SECRETARIA DOS
SERVIÇOS E OBRAS PÚBLICAS. Desinfecção de águas. São Paulo, 1974. p. 1-4.
BRASIL. Decreto 24.643, de 10 de julho de 1934. Decreta o Código de Águas. Diário
Oficial da União, Rio de Janeiro, 10 de julho de 1934. Disponível
em: <http://www.planalto.gov.br/ccivil_03/decreto/d24643.htm>. Acesso em: dia mês ano.
BRASIL. Lei nº 4.771, de 15 de setembro de 1965. Institui o novo Código Florestal.
Disponível em: https://www.planalto.gov.br/ccivil_03/leis/L4771.htm. Acesso em: 20 de
agos. 2008.
BRASIL. Lei n. 6938, de 2 de setembro de 1981. Dispõe sobre a política nacional do meio
ambiente, seus fins e mecanismos de formulação e aplicação, e dá outras providências.
89
Disponível em: <http://www.mma.gov.br/port/conama/legiano1.cfm>. Acesso em: 20 de
out. 2008.
BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Lei n. 7.663, de 30 de dezembro de 1991.
Estabelece normas de orientação à Política Estadual de Recursos Hídricos bem como ao
Sistema Integrado de Gerenciamento de Recursos Hídricos. Disponível em:
<http://www.rda.znc.com.br/legislacao/lei10/legisl_view>. Acesso em: 25 de out. 2008.
BRASIL. Lei n. 9.433, de 8 de Janeiro de 1997. Institui a política nacional de recursos
hídricos, cria o sistema nacional de gerenciamento de recursos hídricos, regulamenta o
inciso XIX do art. 21 da Constituição Federal, e altera o art. 1º da Lei nº 8.001, de 13 de
março de 1990, que modificou a Lei nº 7.990, de 28 de dezembro de 1989. Disponível em:
<http://www.mma.gov.br/port/conama/legiano1.cfm>. Acesso em: 23 de Out. 2008.
BRASIL. Ministério da Saúde. Secretaria de Vigilância em Saúde. Secretaria de Vigilância
em Saúde. Coordenação Geral de Vigilância em Saúde Ambiental. Portaria n. 518, de 25
de março de 2004. Estabelece os procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e
vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu padrão de potabilidade, e dá
outras providências. Disponível em: <http://www.agrolab.com.br>. Acesso em 10 set.
2007.
BRITO FILHO, D. Praguicidas: organoclorados, organofosforados e carbamatos. In:
______. Toxicologia humana. Curitiba: Itaipu, 1983. p. 241-291.
CALHEIROS, R. O. et al. Preservação e recuperação das nascentes (de água e de
vida). Piracicaba: Comitê de Bacias Hidrográficas de dos Rios PCJ–CTRN, 2004. 53 p.
CALLISTO, M. et al. Aplicação de um protocolo de avaliação rápida da diversidade de
habitats em atividades de ensino e pesquisa (MG-RJ), rev. Acta Limnológica Brasiliensia,
Porto Alegre, v. 14, n. 1, p. 91-98, 2002.
CAMPOLO, M.; ANDREUSSI, P.; SOLDATI, A. Water quality control in the river Arno
(Italy). Water Research, , Amsterdam, v. 36, p. 2673-2680, 2002.
90
CARDOSO, L. G. Características físicas de bacias hidrográficas: alguns índices.
Botucatu: UNESP, Faculdade de Ciências Agronômicas, 2002. 10 p. Textos da disciplina
Avaliação e Uso de Bacias Hidrográficas do programa de pós-graduação em Energia na
Agricultura.
CARVALHO, A. R.; SCHLITTLER, F.H.M.; TORNISIELO, V. L. Relações da atividade
agropecuária com parâmetros físicos químicos da água. Química Nova, São Paulo, v. 23,
n. 5, p. 618-622, 2000.
CARVALHO, J. L. A floresta e a conservação da água. In: RODRIGUES, V. A.; BUCCI,
L. A. Manejo de microbacias hidrográficas: experiências nacionais e internacionais.
Botucatu: FEPAF, 2006. p. 80-87.
CASAGRANDE, C. A. et al. Efeitos naturais e antrópicos nas alterações dos teores de
oxigênio dissolvido: uma comparação entre as Bacias do Rio Amazonas e Piracicaba.
Revista Brasileira de Recursos Hídricos, Rio de Janeiro, v. 11, n. 221-231, 2006.
CASTRO, S. M. P. Caracterização qualitativa das águas das cachoeiras Marta, Canela
e Véu de Noiva situadas no município de Botucatu – SP. 2003. 125 p. Monografia
(Bacharelado em Ciências Biológicas)–Instituto de Biociências, Universidade Estadual
Paulista, Botucatu, 2003.
CELESTE, M. F.; CÁCERES, O. Resíduos de praguicidas organoclorados no sedimento
da represa do Ribeirão do Lobo (broa) – São Carlos, SP. Ciência e Cultura, Campinas, v.
40, n. 9, p. 900-905, 1988.
CENTRO DE VIGILÂNCIA SANITÁRIA. Portaria nº 9. Norma técnica para empresas
prestadoras de serviço em controle de vetores e pragas urbanas. Disponível em:
<http://www.c.v.c.saude.sp.gov.br>. Acesso em: 22 ago. 2008.
CHAPMAN, D.; KIMSTACH, V. Selection of water quality variables. In: CHAPMAN, D.
(Ed.). Water quality assessment. Louisiana: UNESCO, 1992. p. 59-126.
91
CHATTOPADHYAY, S.; RANI, L. A.; SANGEETHA, P. V. Water quality variations as
linked to landuse pattern: a case study in Chalakudy river basin, Kerala. Current Science,
Bangalore, v. 89, p. 2163-2169, 2005.
CHISTOFOLETTI, A. Geomorfologia. 2. ed. São Paulo: Edgard Blüchler, 1980. 149 p.
COMPANHIA DE TECNOLOGIA E SANEAMENTO AMBIENTAL. Guia de coleta e
preservação de amostras de água. São Paulo, 1988. 151 p.
______. Determinação de oxigênio dissolvido: método de Winkler modificado pela azida
sódica. São Paulo, 1989a. 169 p.
______. Variáveis de qualidade de água. São Paulo, 2007a.Disponível em:
<http://www.cetesb.sp.gov.br/agua/rios/ variaveis.asp>. Acesso em: 03 de fev. 2007a.
______. Significado sanitário: parâmetros de qualidade. São Paulo, 2007b. Disponível
em: <http://www.cetesb.sp.gov.br/agua/rios/parametros.htm>. Acesso em: 23 jul. 2007b.
CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE. Resolução CONAMA n. 329, de 2 de
setembro de 1985. Proíbe, em todo território nacional, a comercialização, o uso e a
distribuição dos produtos agrotóxicos organoclorados, destinados à agropecuária, dentre
outros. Disponível em http://www.agricultura.gov.br. Acessado em 30/jul/2008.
_______. Resolução CONAMA n. 1, de 23 de jan. de 1986a. Dispõe sobre transporte de
produtos perigosos em território nacional. Brasília, DF, 1986. Disponível em:
< http://www.mma.gov.br/port/conama/.>. Acesso em: 28 ago. 2004.
_______. Resolução CONAMA n. 20, de 18 de junho de 1986b. Dispõe sobre a
classificação das águas doces, salobras e salinas do Território Nacional. Disponível em:
http:// http://www.mma.gov.br/port/conama/. Acesso em 20 de ago. 2008.
92
_______. Resolução CONAMA n. 274, de 29 de novembro de 2000. Revisa os critérios de
balneabilidade em Águas Brasilieras. Disponível em : < http://
http://www.mma.gov.br/port/conama/.> . Acesso em: 28 ago. 2008.>
_______. Resolução CONAMA n.303, de 20 março de 2002. Dispõe sobre parâmetros,
definições e limites de Áreas de Preservação Permanente.
http://www.mma.gov.br/port/conama/.
_______.Resolução CONAMA n.357, de 17 março de 2005. Dispõe sobre a classificação
dos corpos de água e diretrizes para seu enquadramento, bem como estabelece as
condições e padrões de lançamento de afluentes e dá outras providências.
http://www.mma.gov.br/port/conama/.
CONTE, M. L. Aspectos quantitativos e qualitativos das águas da Bacia Experimental
do Rio Pardo, região de Botucatu, SP. 1999. 157 f. Tese (Doutorado em
Agronomia/Área de Concentração em Energia na Agricultura)–Faculdade de Ciências
Agronômicas, Universidade Estadual Paulista, Botucatu, 1999.
CONTE, M. L.; LEOPOLDO, P. R. Avaliação de recursos hídricos: Rio Pardo, um
exemplo. São Paulo: Editora UNESP, 2001. 141 p.
CONTE, M. L.; ARANTES, L. A.; BREDA, C. C.; CASTRO, A. M. C. LEOPOLDO, P.
R.; Qualidade de água em cachoeiras turísticas da região de Botucatu – SP: avaliação
preliminar. Ciência Geográfica, Bauru, v. 2, n. 19, p. 59-63.
COORDENADORIA DE ASSISTÊNCIA TÉCNICA INTEGRAL. Programa Estadual de
Microbacias Hidrográficas. Portal do Governo do Estado de São Paulo.
<www.cati.sp.gov.br/cati/-projetos/pemh/pemg.php>. Acesso em: 20 nov. 2008.
CORRÊA, T. A. F. et al. Microbiological evaluation of hydric resources provided by the
Tiete River, District of Vitoriana, Botucatu, SP, Brazil. Arquivos do Instituto Biológico,
São Paulo, v. 73, n. 3, p. 283-286, 2006.
93
CROMPTON, T. R. Nitrogen-containing anions: nitrate and nitrite. In: ______.
Determination of anions. Berlin: Springer, 1996. p. 217-241.
CUNHA, A. C. et al. Qualidade microbiológica da água em rios de áreas urbanas e
periurbanas no baixo Amazonas: o caso do Amapá. Engenharia Sanitária Ambiental,
Rio de Janeiro, v. 9, n. 4, p. 322-328, 2004.
CVS. (Centro de Vigilância Sanitária). Norma técnica para empresas prestadoras de
serviço em controle de vetores e pragas urbanas. Disponível em
http://www.saude.sp.gov.br. Acessado em 22/ago/2008.
DAS, A.C, CHAKRAVARTY, A., SEN, G, SUKUL, P, MUKHERJEE, D.A. Comparative
study on the dissipation and microbial metabolism of organophosphate and carbamate
insecticides in orchaqualf and fluvaquent soils of West Bengal. Chemosphere (Oxford). v.
58, p. 579-584, 2005.
DONATI, M. Sanity quality of water supply for human consuption in Capeche. Salud
Publica, México, v. 26, n. 1, p. 55-66, 1993.
DORES, E.F.G.C, FREIRE, E.M.D. Contaminação do ambiente aquático por
pesticidas: estudo de caso: águas usadas para consumo humano em Primavera do
Leste, Mato Grosso: análise preliminar. Química Nova. São Paulo, v. 24, n. 1, p. 27-36,
2001.
EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA. Centro Nacional de
Pesquisa de Solos. Sistema brasileiro de classificação de solos. Rio de Janeiro, 1999. 412
p.
ENCICLOPÉDIA compacta Isto É. São Paulo, 1999. Disponível em:
<http://www.sected.rj.gov.br/redeescola/especialistaS>. Acesso em : 10 jan. 1999.
FELICIDADE, N.; MARTINS, R. C.; LEME, A. A. Uso e Gestão dos Recursos Hídricos
no Brasil: velhos novos desafios para a cidadania. In: FELICIDADE, N.; MARTINS, R. C.
94
A água como valor social: considerações acerca de uma prática acadêmica em torno do
tema. 2006. p. 3-16.
FERREIRA, M. J.; FERREIRA, C. W.; BOTELHO, S. A. Avaliação da regeneração
natural do entorno de uma nascente como estratégia para sua recuperação. Revista
Brasileia de Biociências, Porto Alegre, v. 5, n. 1, p. 573-575, 2007.
GALDEAN, N.; CALLISTO, M.; BARBOSA, F. A. R. Biodiversity assessment of benthic
macroinvertebrates in altitudinal lotic ecosystems of Serra do Cipó (MG. BRASIL). Brazil.
Journal of Biology, v. 61, p. 1-4, 2001.
GANA, J. M. et al. Industrial effluents and surface waters genotoxicity and mutagenicity
evaluation of a river of tucuman, Argentina. Journal of Hazardous Materials, v. 155, p.
403-406, 2008.
GASPAR, S. M. F. S. et al. Avaliação de risco de pesticidas aplicadas no município de
Arari, Maranhão, Brasil: base para programa de controle ambiental do Rio Mearim.
Revista de Ecotoxicologia e Meio Ambiente, Curitiba, n. 15, p. 43-54, 2005.
GOMES, M. A. F; SPADOTTO, C. A.; PESSOA, M. C. P. Y. Avaliação da
vulnerabilidade natural do solo em áreas agrícolas: subsídio à avaliação do risco de
contaminação do lençol freático por agroquímicos. Revista de Ecotoxicologia e Meio
Ambiente, Curitiba, n. 12, p. 169-179, 2002.
GONÇALVES, C. S. Qualidade de águas superficiais na microbacia hidrográfica do
Arroio Lino Noma Boêmia – Agudo – RS. 2003. 89 p. Dissertação (Mestrado
Agronomia: Biodinâmica do solo)-Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria,
2003.
GOLDMAN, H. L.; HARGIS, L. G. Phosphate: containing anions: determination of anion.
Analytical Chemical, v. 41, p. 490, 1969.
95
GOLTERMAN, H. L; CLYMO, R. S.; OHNSTAD, M. A. M. Methods for physical and
chemical analysis of freshwaters. 3rd ed. Oxford: Blackwell Scientific Publications,
1991. 2178 p.
GRALHÓZ, G.; NOGUEIRA, M. G. Eutrofização e contaminação crônica de um riacho de
Cuesta (Córrego do Cintra) e avaliação do sistema de tratamento de esgotos. São Carlos:
Instituto Internacional de Ecologia e Gerenciamento Ambiental; Academia Brasileira de
Ciências; Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico, 2006. p. 119-
140.
GREENBERG, A. E. et al. (Eds.). Standard methods for examination of water and
wastewater. 21th ed. Washington: American Water Works Association and Water
Pollution Control Federation, 2005. 1368 p.
GUERRA A.J.T., SILVA A.S, BOTELHO R.G.M. organizadores. Erosão e conservação
dos solos: conceitos, temas e aplicações. Rio de Janeiro: Bertrand Brasil; 1999. 340p.
HORTON, R. E. Erosional development of streams and their drainage basins hidrophysical
approach to quantitative morphology. Bulletin Geological Society American, Colorado, v.
56, p. 275-330, 1945.
INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Contagem da
população. Disponível em:
<http://www.ibge.gov.br/home/estatística/população/contagem2007/default.shtm>. Acesso
em: 21 ago. 2008.
JANZEN, J. G.; SCHULZ, H. E. Detalhes da transferência de gases na interface ar-água.
Revista Brasileira de Recursos Hídricos, v. 11, p. 153-161, 2006..
JUDOVÁ, P.; JANSKÝ, B. Water quality in rural areas of the Czech Republic: key study
Slapanka River catchment. Limnologica, Jena, v. 35, p. 160-168, 2005.
96
KABDASLI, S. Monitoring and evaluation of shallow well water quality near a waste
disposal site. Environmental International, v. 29, n. 2, p. 456-460, 1993.
LEINZ, V.; AMARAL, S. E. Geologia geral. São Paulo: Nacional, 1980. 397 p.
LIMA, P. R. A. Balanço de espécies químicas em microbacias sob utilização agrícola:
região de Botucatu SP. 2003. 122 f. Tese (Doutorado Agronomia: Energia na Agricultura)-
Faculdade de Ciências Agronômicas, Universidade Estadual Paulista, Botucatu, 2003.
LIMA, W. P. Princípios de hidrologia florestal para manejo de bacias hidrográficas.
Piracicaba: USP, Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiros, 1996. 318 p.
MACEDO, J. A. B. Reaproveitamento, fontes, legislação e características. In: ______.
Águas & águas. São Paulo: Varela, 2001. p. 25-60.
MARQUES, M. N.; COTRIM, B. M.; PIRES, M. A. F. Avaliação do impacto da
agricultura em áreas de proteção ambiental pertencentes à Bacia Hidrográfica do Rio
Ribeira de Iguape, São Paulo. Química Nova, São Paulo, v. 30, n. 5, p. 1171-1178, 2007.
MARTINS, R. C.; FELICIDADE, N. Limitações da abordagem neoclássica como suporte
teórico para a gestão de recursos hídricos no Brasil. In: FELICIDADE, N.; MARTINS, R.
C.; LEME, A. A. Uso e gestão dos recursos hídricos no Brasil. 2. ed. São Carlos: Rima,
2006. cap. 2, p. 17-37.
MORAES, ECF et al. Inseticidas organoclorados. In: ______. Manual de
toxicologia analítica. São Paulo: Roca; 1991. p.98-99.
MOREIRA, M. M. M. A. A política Nacional de recursos hídricos: avanços recentes e
novos desafios. In: FELICIDADE, N.; MARTINS, R. C.; LEME, A. A. Uso e gestão dos
recursos hídricos no Brasil. 2. ed. São Carlos: Rima, 2006. cap. 5, p. 60-75.
97
MORETTO, E. M.; NOGUEIRA, M. G. Physical and chemical characteristics of Lavapés
and Capivara rivers, tributaries of Barra Bonita Reservoir (São Paulo – Brasil). Acta
Limnológica Brasileira, Porto Alegre, v. 15, n. 1, p. 27-39, 2003.
NUVOLARI, A. As diversas opções de tratamento do esgoto sanitário. São Paulo:
Edgard Blücher, 2003. 520 p.
ODIER, J. L’. Analyse de l’ eau, eaux naturelles, eaux résiduaries, eau de Mer. 6. ed.
Paris: Bardas, 1978. p. 461-482.
ORGANIZAÇÃO MUNDIAL DA SAÚDE. Guias para la calidad del agua potable v. 1:
recomendaciones. 2. ed. Genebra, 1995. 205 p.
OVIEDO, M. T. P.; TOLEDO, M. C. F.; VICENTE, E. Resíduos de agrotóxicos
piretróides em hortaliças. Revista de Ecotoxicologia e Meio Ambiente, Curitiba, v. 13, p.
9-18, 2003.
PANHOTA, R. S.; BIANCHINI JUNIOR, I. Potencial cycling of organic matter in a
eutrophic reservoir (Barra Bonita, SP – Brazil). Acta Limnológica Brasileira, Porto
Alegre, v. 15, n. 2, p. 1-11, 2003.
PARREIRA, F. V. et al. Avaliação da presença de pesticidas n-metilcarbamatos e seus
produtos de degradação nas águas da região de Pará de Minas (MG) Brasil. Pesticidas:
Ecotoxicologia e Meio Ambiente, Curitiba, v. 11, p. 77-92, 2001.
PASSEL, H. D.; DAHM, C. D.; BEDRICK, E. J. Nutrient and organic carbon trends and
patterns in the upper Rio Grande, 1975 – 1999. Science of the Total Environment, v. 345,
p. 239-260, 2005.
PASSOS, M. J. Estrutura de vegetação arbórea e regeneração natural em
remanescentes de mata ciliar no Rio Mogi/Guaçu, SP. 1998. 121 f. Dissertação
(Mestrado em Ciências Florestais)-Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz,
Universidade de São Paulo, Piracicaba, 1998.
98
PAUMGARTTEN, F. J. R. Risk assessment for chemical substances: the link between
toxicology and public health. Cad. Saúde Públ., Rio de Janeiro, v. 9, n. 4, p. 439-447,
1993.
PERES, F.; MOREIRA, C. J. Saúde e ambiente em sua relação com o consumo de
agrotóxicos em um pólo agrícola do Estado do Rio de Janeiro, Brasil. Cadernos de Saúde
Pública, Rio de Janeiro, v. 23, p. 5612-5621, 2007. Suplemento.
PESSOA M.C.P.Y, GOMES M.A.F, SCRAMIN S, SILVA A.S, GUSSAKOU K.C.
Vulnerabilidade natural das grandes bacias hidrográficas brasileiras à tendência de
contaminação de águas por agrotóxicos em função dos tipos dos solos predominantes.
R. Ecotoxicol. e Meio Ambiente (Curitiba) 2006;16:39-52.
PINTO, A. L. T.; WINDT, M. C. V. S.; CÉSPEDES, L. Vademecum. 6. ed. São Paulo:
Saraiva, 2008. 1756 p.
PIROLI, E. L. Geoprocessamento na determinação da capacidade e avaliação do uso
da terra no município de Botucatu-SP. 2002, 108 f. Tese (Doutorado em
Agronomia/Energia na Agricultura)-Faculdade de Ciências Agronômicas, Universidade
Estadual Paulista, Botucatu, 2002.
PRADA, D. et al. Caracterización de aguas de ríos de Galicia (España): Cuencas del
Grande y Castro: parámetros fisicoquímicos. Acta Bioquímica Clínica Latinoamericana,
Buenos Aires, v. 26, n. 2, p. 251-257, 1993.
PRESS, F. et at. Para entender a Terra.4. ed. Porto Alegre.: Bookman, 2006. 656 p.
PSILOVIKOS, A.; MARGONI, S.; PSILOVIKOS, A. Simulation and trend analysis of the
water quality monitoring daily data in Nestos river delta: contribution to the sustainable
management and results for the years 2000-2002. Environmental Monitoring and
Assessment, Netherlands, v. 116, p. 543-562, 2006.
99
RANALLI, A. An evaluation of in situ measurements of water temperature, specific
condutance, and pH in low ionic strength streams. Water, Air, Soil Pollution, Dordrecht,
v. 104, p. 423-441, 1998.
REBOUÇAS, A. C. Águas doces no mundo e no Brasil: capital ecológico, uso e
conservação. In: REBOUÇAS, A. C.; BRAGA, B.; TUNDISI, J. G. Águas doce no
mundo e no Brasil. 3. ed. São Paulo: Escrituras, 2006. cap. 1, p. 1-35.
ROCHA, J. S. M. Manual de manejo integrado de bacias hidrográficas, Santa Maria:
Imprensa Universitária, 1997. 423 p.
RODIER. J.. Chemical pollution indicators: nitrites, anions: nitrate. In: ______. Analysis
of water. New York: Halsted, 1975. p. 163-169.
RODRIGUES, V. A. Morfometria e mata ciliar da microbacia hidrográfica. In: Workshop
em manejo de bacias hidrográficas. Botucatu: UNESP, Faculdade de Ciências
Agronômicas, Departamento de Recursos Naturais, 2004. p. 7-18.
RODRIGUES, V. A.; CARVALHO, W. A. Caracterização ambiental da (APP) na zona
ripária. In: RODRIGUES, V. A.; BUCCI, L. A. Manejo de microbacias hidrográficas:
experiências nacionais e internacionais. Botucatu: FEPAF, 2006. p. 143-159.
ROIG, E. Chemical characterization of the Ter river. Limnética, v. 2, p. 75-84, 1993.
SANTOS, A. F. Morfometria da microbacia hidrográfica do Ribeirão Faxinal,
Botucatu – SP e alterações em suas áreas de biomassa no período de 1972 a 2000.
Botucatu: UNESP, Faculdade de Ciências Agronômicas, 2004. 59 f.
SCHIRMER, W. N. et al. Características, natureza e métodos de amostragem/análise
de gases odorantes emitidos em processos industriais: caso das lagoas de tratamento
de efluente. Revista de Ciências Ambientais, Canoas, v. 1, n.2, p. 35 -52. 2007.
100
SHIMADZU CORPORATION. User manual: TOC-V CPH/TOC-VCPN Total Organic
Carbon Analizer and the TOC Control V software. Kioto, 2001. 352 p.
SILVA, C.M; CATÂNEO, A; CARDOSO, L.G. Sistema de planímetro digitalizado. In:
JORNADA CIENTÍFICA DA ASSOCIAÇÃO DOS DOCENTES, 1993, Botucatu. XXIII
Jornada Científica da Associação dos Docentes. Botucatu: UNESP, Faculdade de
Ciências Agronômicas, 1993. p. 217-217.
SILVA, A. M. M., SACOMANI, L. B.; HORÁCIO, A. Aspecto sanitário (coliforme de
origem fecal) em águas para irrigação e dessedentação de animais em rios de Botucatu, SP.
Acta Biológica Leopoldensia, São Leopoldo, v. 20, n. 1, p. 57-68, 1998a.
SILVA, A. M. M. et al. A capacidade de auto depuração de um curso de água: um estudo
de caso no rio Pardo (Botucatu, SP). Acta Limnológica, Porto Alegre, v. 10, n. 2, p. 83-99,
1998b.
SILVA, A. M. M.; CARVALHO, L. R.; SANTINI, J. A. Parâmetros físico-químicos e
espécies químicas definindo a qualidade a água de um rio: um estudo de caso no Rio Pardo
(Botucatu, SP). Revista Sinergia, Botucatu, v. 2, p. 531-541, 2000.
SILVA, A. M.; SCHULZ, H. E.; CAMARGO, P. B. Erosão e hidrossedimentologia em
bacias hidrográficas. 2. ed. São Carlos: Rima, 2007a. 153 p.
SILVA, F. A. et al. Novo perfil de qualiade da água do ribeirão Lavapés após tratamento
do esgoto da cidade de Botucatu-SP. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE QUÍMICA, 48.,
2007, Natal. Recursos não renováveis... Natal, RN, 2007b. 1 CD-ROM.
SISTEMA de informação para o gerenciamento de recursos hídricos. São Paulo, 2008.
Disponível em: <www.sigrh.sp.gov.br>. Acesso em: 20 nov. 2008.
SOARES, P. V. et al. Reflorestamento conservacionista em bioma de mata atlântica, na
bacia hidrográfica do ribeirão Guaratinguetá. In: RODRIGUES, V. A.; BUCCI, L. A.
101
Manejo de microbacias hidrográficas: experiências nacionais e internacionais. Botucatu:
FEPAF, 2006. p. 80-87.
SOTO-JIMENEZ, M.; PAEZ-OSUNA, F.; RUIZ-FERNANDEZ, A. C. Geochemical
evidences of the anthropogenic alteration of trace metal composition of the sediments of
Chiricahueto marsh (SE Gulf of California). Environmental Pollution, Barking, v. 125,
p. 423-432, 2003.
SOUZA, H. B.; DERÍSIO, J. C. Guia técnico de coleta de amostras de água. São Paulo,
CETESB, 1977. 257 p.
SOUZA, A. D. G.; TUNDISI, J. G. Hidrogeochemical comparative study of the Jaú and
Jacaré-Guaçu River watersheds, São Paulo, Brazil. Revista Brasileira de Biologia, São
Carlos, v. 61, n. 1, p. 563-570, 2000.
SOUZA, A. J. et al. Aspectos físicos do município de Botucatu – SP. Revista Ciência
Geográfica, Bauru, v. 9, n. 1, p. 54-75, 2003.
SOUZA, K. F. Caracterização da qualidade de efluentes e a possível utilização da
biomassa como fonte energético. 2005. 221 f. Dissertação (Mestrado em Agronomia)–
Faculdade de Ciências Agronômicas, Universidade Estadual Paulista, Botucatu, 2005.
SPERLING, M. V. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. Belo
Horizonte: SEGRAC, 1995. 240 p.
STRALHER, A. N. Quantitative analysis of watershed geomorphology. Trans. Amer.
Geophysical, Union: New Haven, v. 38, p. 913-920, 1957.
STRIEDER, M. N. et al. Medidas biológicas e índices de qualidade da água de uma
microbacia com poluição urbana e de curtumes no sul do Brasil. Acta Biológica
Leopondensia, Porto Alegre, v. 28, n. 1, p. 17-24, 2006.
SUGUIO, K. Água. Ribeirão Preto: Holo, 2006. 242 p.
102
TARAS, M. J. Nitrite, nitrate. In: BOLTZ, D. F. (Ed.). Colorimetric determination of
nonmetals. New York: Interscience, 1958. p. 124-160.
TOMITA, R. Y.; BEYRUTH, Z. Toxicologia de agrotóxicos em ambiente aquático.
Biológico, São Paulo, v. 64, n. 2, p. 135-142, 2002.
TRNOVEC, M. Ecology and studies water quality in green river. Water Research,
Amsterdam, v. 26, n. 1, p. 45-56, 1993.
TUNDISI, J. G. Ciclo hidrológico e gerenciamento integrado. Revista Ciência e Cultura,
São Paulo, v. 55, n. 4, p. 31-34, 2003.
TUNDISI, J.G. Água no século XXI: Enfrentando a escassez. 2ª ed. São Carlos, Ed. Rima,
2005. 251 p.
UNICAMP. (Universidade Estadual de Campinas). CPQBA aumenta poder de controle
sobre alimentos agrícolas contaminados. Disponível.
http://www.unicamp.br/unicamp/unicamp_hoje/ju/setembro2006/ju337pag04.html.
Acessado em 2/set/2006.
VALENTE, J. P. S.; PADILHA, P. M.; SILVA, A. M. M. Contribuição da cidade de
Botucatu – SP com nutrientes (fósforo e nitrogênio) na eutrofização da represa de Barra
Bonita. Eclética Química, São Paulo, v. 22, p. 31-48, 1997.
VALENTE, J. P. S. et al. Avaliação bacteriológica dos recursos hídricos do município de
Eldorado – Vale do Ribeira (SP). Revista do Instituto Adolfo Lutz, São Paulo, v. 58, n. 2,
p. 9-13, 1999.
VAROLI, F. M. F. Determinação da CL
50
de misturas de praguicidas
organofosforados e piretróides em peixes: relatório final. São Paulo: Instituto
Presbiteriano Mackenzie, 2006. 46 p.
103
VEIGA, M. M. et al. Análise da contaminação dos sistemas hídricos por agrotóxicos numa
pequena comunidade rural do Sudoeste do Brasil. Cadernos de Saúde Pública, Rio de
Janeiro, v. 22, n. 11, p. 2391–2399, 2006.
VILLELA, S. M.; MATTOS. A. Hidrologia aplicada. São Paulo: McGRAW-HILL, 1975.
239 p.
WATANABE, F. S.; ONSEN, S. R. Colorimetric determination of phosphate. Soil Science
Society American Proceedings, v. 29, p. 677, 1965.
WIESSMAN, J.; HARBAUGH, T. E.; KNAPP, J. W. Introduction to hydrology. New
York: Intext Educational, 1972. 415 p.
WILLIAMS, J. W. Handbook of anion determination. London: Butterworths, 1979. 480
p.
ZAR, J. H. Bioestatistical analysis. 4th ed. New Jersey: Prentice Hall, 1999. 663 p.
ZUMBRES, E. Bacia hidrográfica. Formato JPEG. Disponível em:
<http://www.meioambiente.pro.br>. Acesso em: 9 de set. 2008.
104
APÊNDICE I
Tabela 1 - Parâmetros de qualidade de água no P
1
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 70 70,000 20,0 70 70 30,0
Temp. do ar (ºC) 20 22,100 24,1 27,4 23,7 17,8
Tempe. da água (ºC) 17,1 19,600 18,8 21,0 22,6 17,0
OD (mgO.L
-1
) 0,50 7,470 4,482 3,78 4,48 5,98
OC (mgO.L
-1
) **** 0,200 2,950 2,74 3,60 1,60
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 0,827 <0,013 <0,013 <0,013 <0,013 <0,013
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,014 <0,007 0,007 0,012 0,010 0,009
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
)
0,337
0,026 <0,026 <0,026 <0,026 0,416
Turbidez (NTU) 15,10 28,30 8,240 15,00 25,30 18,90
COT (mg.L
-1
) 7,77 7,630 115,700 11,91 29,34 11,51
pH 6,47 6,59 8,00 7,95 6,60 7,14
CE (µs/cm) 63,1 56,2 158,700 78,70 59,10 53,30
Tabela 2 - Parâmetros de qualidade de água no P
2
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 20 70,000 15,0 50 70 70,0
Temp. do ar (ºC) 17,8 20,700 21,3 22,9 22,3 16,1
Tempe. da água (ºC) 19,5 21,100 21,8 23,0 23,7 19,1
OD (mgO.L
-1
) 5,87 3,190 4,084 5,58 4,98 5,68
DBO (mgO.L
-1
) 3,80 3,190 3,880 5,23 4,68 5,48
OC (mgO.L
-1
) **** 9,000 3,500 6,39 5,15 5,84
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 2,530 3,355 2,234 1,427 0,512 1,608
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,009 1,260 0,165 0,363 0,122 0,356
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,397 0,96 <0,397 0,610 0,397 0,611
Turbidez (NTU) 5,67 12,70 3,720 15,00 11,90 16,00
COT (mg.L
-1
) 11,56 14,740 10,860 27,87 15,47 19,33
pH 6,67 6,91 7,47 7,52 6,45 6,89
CE (µs/cm) 179,6 246,0 139,400 173,20 159,50 156,00
105
Tabela 3 - Parâmetros de qualidade de água no P
3
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 15 15,000 5,0 15 20 20,0
Temp. do ar (ºC) 18,6 21,800 21,1 23,2 22,3 15,4
Tempe. da água (ºC) 17 20,200 18,1 21,1 21,8 15,8
OD (mgO.L
-1
) 8,40 4,680 7,370 7,37 7,37 8,26
OC (mgO.L
-1
) **** 2,400 2,350 2,84 2,10 1,80
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 2,420 2,095 2,404 1,100 <0,027 0,629
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,039 0,024 0,016 0,016 <0,029 0,019
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,030 0,0176 0,096 <0,030 0,081 0,781
Turbidez (NTU) 5,35 3,54 1,930 4,00 6,19 6,94
COT (mg.L
-1
) 6,55 6,930 9,298 9,59 15,15 15,59
pH 7,43 7,43 8,95 7,80 7,60 7,38
CE (µs/cm) 113,6 130,9 131,600 119,80 105,30 127,00
Tabela 4 - Parâmetros de qualidade de água no P
4
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 15 15,000 5,0 15 20 20,0
Temp. do ar (ºC) 20,2 21,200 21,5 26,7 25,4 18,5
Tempe. da água (ºC) 17,1 20,800 19,8 21,8 22,9 17,6
OD (mgO.L
-1
) 7,90 7,270 6,972 7,17 7,07 7,87
DBO (mgO.L
-1
) 0,78 1,500 1,000 1,39 1,10 2,10
OC (mgO.L
-1
) **** 1,300 1,400 1,75 1,50 0,73
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 1,335 1,076 1,079 0,800 0,343 0,445
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,010 0,015 0,012 0,009 0,016 0,013
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,063 0,063 <0,063 <0,063 <0,063 0,256
Turbidez (NTU) 6,73 5,90 1,470 4,00 9,29 8,09
COT (mg.L
-1
) 4,99 4,890 8,300 8,40 15,80 15,70
pH 7,45 7,50 8,95 7,95 7,72 7,20
CE (µs/cm) 94,0 118,9 106,600 106,60 76,50 109,00
106
Tabela 5 - Parâmetros de qualidade de água no P
5
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 20 20,000 5,0 20 30 15,0
Temp. do ar (ºC) 20,3 21,300 22,2 27,3 23,3 18,7
Tempe. da água (ºC) 17,4 20,100 20,0 22,0 22,4 17,2
OD (mgO.L
-1
) 7,82 6,520 6,623 6,57 6,47 7,57
OC (mgO.L
-1
) **** 1,000 1,250 1,65 1,50 0,55
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 1,098 0,880 0,815 <0,027 <0,027 0,421
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,007 0,007 0,009 0,01 0,01 0,008
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,015 0,015 0,136 <0,015 <0,015 0,339
Turbidez (NTU) 6,84 5,88 2,480 7,00 10,40 6,20
COT (mg.L
-1
) 4,42 4,390 7,719 8,28 17,01 10,22
pH 7,53 7,35 8,80 7,65 7,52 7,31
CE (µs/cm) 91,0 110,1 93,400 95,90 76,60 97,50
Tabela 6 - Parâmetros de qualidade de água no P
6
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 20 20,000 10,0 20 30 15,0
Temp. do ar (ºC) 20,2 21,500 21,5 25,5 21,6 16,7
Tempe. da água (ºC) 16,5 20,300 20,4 22,4 22,3 17,0
OD (mgO.L
-1
) 8,62 6,870 7,072 6,87 6,77 8,37
OC (mgO.L
-1
) **** 0,550 1,000 1,65 1,25 0,50
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 0,535 0,691 <0,0071 <0,0071 <0,0071 <0,0071
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,005 0,006 <0,005 <0,005 <0,005 <0,005
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,017 0,017 <0,017 <0,017 0,154 <0,017
Turbidez (NTU) 7,32 5,90 3,080 7,00 11,40 6,65
COT (mg.L
-1
) 4,08 3,880 4,325 8,45 24,04 17,37
pH 7,42 7,45 8,95 7,49 7,63 7,27
CE (µs/cm) 79,7 88,1 91,200 91,60 82,60 85,20
107
Tabela 7 - Parâmetros de qualidade de água no P
7
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 20 20,000 10,0 40 30 20,0
Temp. do ar (ºC) 19,0 20,600 18,0 22,5 22,8 15,0
Tempe. da água (ºC) 17,4 20,500 20,2 22,0 22,7 16,9
OD (mgO.L
-1
) 9,00 7,570 7,270 7,27 7,37 9,10
OC (mgO.L
-1
) **** 0,600 1,450 1,15 1,15 0,45
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 0,636 0,460 <0,041 <0,041 <0,041 <0,041
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,005 0,005 0,007 0,00600 0,009 0,004
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,016 0,016 <0,016 <0,016 0,020 <0,016
Turbidez (NTU) 7,46 7,08 3,440 8,00 11,90 7,58
COT (mg.L
-1
) 4,07 3,520 7,087 7,60 20,04 21,51
pH 7,30 7,58 8,95 7,70 8,03 7,30
CE (µs/cm) 77,0 85,3 82,100 80,30 78,70 80,10
Tabela 8 - Parâmetros de qualidade de água no P
8
Coleta/Parâmetros Jun/2005 Set/2005 Nov/2005 Jan/2006 Mar/2006 Maio/2006
Cor 20 15,000 10,0 40 20 15,0
Temp. do ar (ºC) 18,6 20,100 15,5 20,7 22,8 13,0
Tempe. da água (ºC) 19,3 19,100 18,4 21,1 21,8 15,80
OD (mgO.L
-1
) 9,20 8,460 8,560 8,27 7,86 9,46
DBO (mgO.L
-1
) 1,33 0,300 0,200 0,70 0,39 0,60
OC (mgO/L) **** 0,550 1,000 0,85 1,30 0,000
(N-NO
3
-
) (mg.L
-1
) 0,579 <0,020 <0,020 <0,020 <0,020 <0,020
(N-NO
2
-
) (mg.L
-1
) 0,005 0,003 0,004 0,007 0,005 0,003
(PO
4
3-
) (mg.L
-1
) <0,085 0,085 <0,085 <0,085 <0,085 <0,085
Turbidez (NTU) 7,68 5,31 4,220 7,00 10,30 6,49
COT (mg.L
-1
) 4,13 3,390 4,073 6,90 24,03 8,67
pH 7,60 8,46 8,95 8,35 8,41 7,55
CE (µs/cm) 71,7 81,0 78,800 79,50 77,70 79,00
108
Tabela 9 - Resultado dos Coliformes Termotolerantes e Totais da nascente à foz
P
1
P
2
P
3
P
4
P
5
P
6
P
7
P
8
27/06/2005
>3 >3 >3 >3 >3 >3 >3 >3
Coliformes 12/09/2005
240 23 240 240 23 23 240 240
Termotolerantes
21/11/2005
240 240 240 240 240 240 240 240
(NMP/100ml) 23/01/2006
460 460 2400 2400 460 43 460 460
20/03/2006
240 240 64 240 23 23 240 23
22/05/2006
240 2400 240 2400 2400 240 240 240
27/06/2005
>3 >3 >3 >3 >3 >3 >3 >3
12/09/2005
240 240 240 240 240 240 240 240
Coliformes 21/11/2005
240 23 240 240 23 23 240 240
Totais 23/01/2006
23 240 2400 23 23 240 240 240
(NMP/100ml) 20/03/2006
93 240 64 240 23 23 93 23
22/05/2006
240 210 93 1100 1100 240 240 240
109
APÊNDICE II
Figura 1 – Foto aérea da região estudada com todos os pontos de coleta
110
Figura 2 - Local a jusante da Nascente (P
1
)
Figura 3 - Local a jusante das Lagoas de Estabilização de Esgoto (P
2
)
111
Figura 4 - Local a montante do Bairro Vista Alegre (P
3
)
Figura 5 - Local a jusante do Bairro Vista Alegre (P
4
)
112
Figura 6 - Ponte da estrada do Loteamento Boa Esperança (P
5
)
Figura 7 - Local próximo à Rodovia Marechal Rondom Km 258 (P
6
)
113
Figura 8 - Próximo à Rodovia Marechal Rondon Km 259 (P
7
)
Figura 9 – Cachoeira do Parque Ecológico da Pavuna - APA (P
8
)
114
Foto 10 – Construção da ETE - SABESP e canalização da nascente no P
2
Foto 11 - Construção da ETE – SABESP e canalização da nascente no P
2
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
