UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO ESCOLA DE ENGENHARIA DE …sistemas.eel.usp.br/bibliotecas/monografias/2018/MQA18001.pdf · períodos anterior (dezembro/2010 a junho/2012), posterior (fevereiro/2015

UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO

ESCOLA DE ENGENHARIA DE LORENA

VALÉRIA BUENO LOBÃO

Aplicação de métodos estatísticos para a determinação das características do Córrego

Barretinho a montante do lançamento de efluente tratado proveniente da estação de

tratamento de efluentes de Roseira, SP.

Lorena, SP

2018

VALÉRIA BUENO LOBÃO

Aplicação de métodos estatísticos para a determinação das características do Córrego

Barretinho a montante do lançamento de efluente tratado proveniente da estação de

tratamento de efluentes de Roseira, SP.

Monografia apresentada ao Programa de

Especialização em Engenharia da Qualidade da

Escola de Engenharia de Lorena da

Universidade de São Paulo para obtenção do

título de Especialista em Engenharia da

Qualidade.

Área de concentração: Engenharia da Qualidade.

Orientador: Prof. Dr. Adriano Francisco

Siqueira.

Lorena, SP

2018

Dedico este trabalho:

- a meus pais, Darve da Costa Lobão (in

memoriam) e Neuza Bueno Lobão que,

mesmo sem saber, já praticavam Lean Six

Sigma muito contribuindo para que este

trabalho se concretizasse;

- a meu esposo, César Augusto das Chagas,

pelo apoio incondicional e pelo ombro

amigo;

- a meu filho, Guilherme Lobão Chagas, pelo

estímulo e força.

AGRADECIMENTOS

Sou profundamente grata ao Prof. Dr. Adriano Francisco Siqueira pela orientação,

apoio e amizade dedicados ao longo deste trabalho.

Sou também muito grata ao Prof. Dr. Messias Borges da Silva, que desde a graduação

me incentivou à realização deste curso.

Agradeço também ao Prof. Paulo César Ferreira Franco que muito colaborou com

este trabalho por meio de sugestões e orientação.

Agradeço ao Prof. Dr. Fabrício Maciel Gomes e ao Prof. Dr. Messias Borges da Silva

pela contribuição como membros da banca examinadora, bem como por suas sugestões ao

longo do trabalho.

À Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB) pelo apoio e incentivo

à conclusão deste trabalho, inclusive por meio de auxílio financeiro na forma de bolsa de

estudos, em especial à Agência Ambiental de Taubaté, representadas pelo Eng. Marcelo

Mancilha Nogueira.

Ao colega Mário Luiz Alves pela indicação e aprovação para a realização deste curso.

Sou ainda profundamente grata aos colegas da Divisão de Laboratório de Taubaté,

pela colaboração.

Aos colegas do curso de Pós-Graduação, particularmente Arley, André e Matias pela

amizade, colaboração e estímulo à realização deste trabalho.

À Escola de Engenharia Química de Lorena pela acolhida calorosa de seus

professores e técnicos.

Agradeço à minha família pela compreensão e paciência nas horas mais difíceis.

Finalmente, agradeço sinceramente a todos aqueles que, de alguma forma,

contribuíram para a realização deste trabalho.

A Deus, por tudo e acima de tudo.

“Toda crise possui três elementos:

- uma solução;

- um prazo de validade e

- uma lição para a vida.”

(Autor desconhecido)

RESUMO

O presente trabalho nasceu da necessidade de dimensionar as características principais do

Córrego Barretinho, que recebe os efluentes da estação de tratamento de esgotos de Roseira,

SP, consideradas como indicadores do equilíbrio biogeoquímico necessário à manutenção

da vida aquática e que estão previstas na legislação ambiental: teores de carga orgânica em

termos de DBO5,20ºC e de oxigênio dissolvido. Para tanto, lançou-se mão dos resultados das

análises periódicas realizadas pela CETESB no período compreendido entre maio de 2010 e

fevereiro de 2017, num total de 22 amostras, representativas de 7 ciclos hidrológicos, sendo

9 no período de estiagem e 13 no período chuvoso. Os dados foram tratados estatisticamente

com o auxílio do programa Minitab 17, realizando-se tanto a análise descritiva, como a

análise inferencial visando à sua interpretação. Todos os parâmetros monitorados

apresentaram três comportamentos diferentes ao longo do tempo correspondentes aos

períodos anterior (dezembro/2010 a junho/2012), posterior (fevereiro/2015 a jun/2017) e

durante o episódio da crise hídrica que acometeu a região Sudeste do Brasil (outubro/2012

a novembro/2014). Com a aplicação de testes de hipóteses, estudos de correlação e da

capacidade do corpo d’água atender aos parâmetros estabelecidos na legislação vigente,

chegou-se à conclusão de que durante a crise hídrica houve, de fato, um acentuado aumento

no teor de carga orgânica em termos de DBO5,20ºC, acompanhado de uma redução da fração

biodegradável constituída de matéria orgânica carbonácea, porém, com um nível de

confiança de 95% não é possível afirmar que houve um impacto significativo, atribuindo-se

o aumento do teor de DBO5,20ºC à provável redução da vazão do corpo d’água durante esse

evento. Entretanto, após o período crítico da crise hídrica o Córrego Barretinho apresentou

melhora significativa no teor de carga orgânica carbonácea (DBO5,20ºC) que, em parte,

refletiu numa tendência a recuperar o nível de oxigênio dissolvido. Essa melhora foi

atribuída à redução da poluição de cargas difusas na microbacia do Córrego Barretinho em

função tanto da diminuição do material carreado para o rio, como sendo resultado das

campanhas empreendidas pela SABESP para eliminação de ligações factíveis, redução do

consumo e o uso consciente da água.

Palavras-chave: DBO, teste de hipóteses, crise hídrica, estatística, água.

ABSTRACT

The present work was born out of the need to size the main characteristics of Córrego

Barretinho, which receives the effluents from the sewage treatment plant of Roseira, SP,

considered as indicators of the biogeochemical balance necessary for the maintenance of

aquatic life and that are foreseen in environmental legislation: organic load in terms of

BOD5,20ºC and dissolved oxygen. The results of the periodic analyzes carried out by CETESB

in the period between May 2010 and February 2017 were used in a total of 22 samples,

representing 7 hydrogeological cycles, 9 of which were in the dry season and 13 in the rainy

season. The data were treated statistically with the help of the Minitab 17 program, with both

descriptive analysis and inferential analysis being performed for interpretation. All

monitored parameters presented three different behaviors over time corresponding to the

previous periods (December / 2010 to June / 2012), later (February / 2015 to June 2017) and

during the episode of the water crisis that affected the Southeast region of Brazil (October /

2012 to November / 2014). With the application of hypothesis tests, correlation studies and

the capacity of the water body to meet the parameters established in the current legislation,

it was concluded that during the water crisis there was, in fact, a marked increase in the load

content organic matter in terms of BOD5,20ºC, accompanied by a reduction of the

biodegradable fraction constituted of carbonaceous organic matter, however, with a

confidence level of 95% it is not possible to affirm that there was a significant impact, being

attributed the increase of the BOD5,20ºC to the probable reduction of the water body flow

during this event. However, after the critical period of the water crisis, Córrego Barretinho

showed a significant improvement in the content of organic carbonaceous load (BOD5,20ºC),

which, in part, reflected a tendency to recover the dissolved oxygen level. This improvement

was attributed to the reduction of pollution of diffuse loads in the Córrego Barretinho

microbasin due to both the reduction of material brought to the river and the result of the

campaigns undertaken by SABESP to eliminate feasible connections, reduction of

consumption and the conscious use of Water.

Key words: BOD, hypothesis test, water crisis, statistics, water

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Distribuição dos recursos hídricos da superfície e da população em % do total do

Brasil. ................................................................................................................ 22

Figura 2 - Extensão dos rios brasileiros comprometidos por DBO, segundo classes de

enquadramento. ................................................................................................. 27

Figura 3 - Indicação das variáveis: profundidade, largura, área e velocidade do escoamento

em uma seção transversal de um rio. ................................................................ 28

Figura 4 - Comparação esquemática entre os hidrogramas de uma bacia rural e

urbanizada. ........................................................................................................ 29

Figura 5 - Grau de urbanização do Estado de São Paulo. .................................................... 32

Figura 6 - Características dos leitos do rio. ......................................................................... 33

Figura 7 - Comparação dos hidrogramas em um rio a montante (hidrograma natural) e a

jusante de uma barragem (hidrograma regularizado). ...................................... 35

Figura 8 - As 12 regiões hidrográficas brasileiras. .............................................................. 37

Figura 9 - Divisão do território do Estado de São Paulo em 22 Unidades de Gerenciamento

de Recursos Hídricos (UGRHIs), de acordo com o uso preponderante. .......... 38

Figura 10 - Mapa da Hidrografia Conforme Decreto Estadual n. 10.755/1977 - UGRHI 2,

destacando a região de Roseira. ........................................................................ 40

Figura 11 - Problemas enfrentados pelos Estados para a implementação e aplicação do

enquadramento. ................................................................................................. 42

Figura 12 - Etapas principais para o planejamento de programas de amostragem. ............. 44

Figura 13 - Variação típica da DBO em ensaio de longa duração. ...................................... 50

Figura 14 - Valores de DQO e DBO5,20ºC indicativos da tratabilidade de um efluente. ...... 53

Figura 15 - Balanço hídrico quali-quantitativo nas bacias hidrográficas da RH Atlântico

Sudeste no período . .......................................................................................... 57

Figura 16 - Séries temporais da população da região metropolitana de São Paulo (linha

vermelha) para o período 1960-2012, estimativa do consumo de água no

período 1960-2010 (linha azul escuro), e consumo real de água no período

1999-2013 (linha azul claro) na região metropolitana de São Paulo. ............... 58

Figura 17 - Criticidade das chuvas de janeiro a março entre 2012 e 2014 na região

Sudeste. ............................................................................................................. 59

Figura 18 - a) Precipitação mensal observada (barras claras) e climatológica (barras escuras),

em mm/ mês, com a porcentagem da climatologia anual atingida indicada acima

de cada ano; b) Desvio (diferença) entre precipitação observada e climatológica,

em mm/mês. Todos os itens foram estimados entre janeiro de 2010 a dezembro

de 2016;

c) Desvio acumulado dos valores do item b, em mm, em que as linhas

pontilhadas representam frações da chuva anual climatológica. Todos os itens

foram estimados entre janeiro de 2010 a dezembro de 2016 ............................ 60

Figura 19 - Vazões mensais afluentes ao reservatório Paraibuna. ....................................... 60

Figura 20 - Série temporal de chuva acumulada na Região Sudeste do Brasil durante o

período de outubro a março desde 1962 até 2014. ............................................ 61

Figura 21 - Série temporal dos dados de precipitação atmosférica acumulada (em mm) para

o período de dezembro a março de 1961/1962 até 2014/2015 na região Sudeste

do Estado de São Paulo. A primeira barra representa a precipitação acumulada

para o período dezembro de 1961 a março de 1962 e a última barra para o

período de dezembro de 2014 a março de 2015. A linha sólida negra representa

a média climatológica, enquanto as linhas tracejadas representam os tercis

inferior e superior calculados para o período 1981-2010. ................................. 61

Figura 22 - Gráfico de caixas da precipitação mensal (mm) usando dados históricos do

período 1981-2010 para a região Sudeste do Estado de São Paulo. ................. 63

Figura 23 - Percentual de dados independentes, considerando as frequências de

monitoramento. ................................................................................................. 68

Figura 25 - Roteiro para a escolha dos testes de hipóteses adequados para a comparação

entre variâncias de duas ou mais amostras. ....................................................... 70


entre duas amostras. .......................................................................................... 77

Figura 26 - Histograma de um processo “capaz”, que consegue entregar ao cliente

produtos dentro da especificação. ..................................................................... 82

Figura 27 - Capacidade mínima exigida para uma característica com especificação bilateral

e unilateral. ........................................................................................................ 83

Figura 28 - Proporção de itens não conformes e ZBench. ...................................................... 88

Figura 29 - Descrição da área da microbacia do Córrego Barretinho e seu entorno. .......... 90

Figura 30 - Temperatura mensal - média, mínima e máxima ao longo do ano. .................. 92

Figura 31 - Distribuição das médias mensais de precipitação ao longo do ano. .................. 92

Figura 32 - Evolução da População Urbana e Rural em Roseira. ........................................ 93

Figura 33 - Localização da ETE e respectivas estações elevatórias. ................................... 94

Figura 34 - Região Hidrográfica do Atlântico-Sudeste. ...................................................... 95

Figura 35 - UGRHI 02: Municípios, rede hidrográfica, grandes reservatórios, sistemas

aquíferos e pontos de monitoramento quali-quantitativo. ................................. 96

Figura 36 - Distribuição das demandas hídricas por tipo de uso no trecho paulista do Rio

Paraíba do Sul. .................................................................................................. 97

Figura 37 - Localização do ponto de amostragem e circunvizinhanças. ............................. 99

Figura 38- Variação dos dados de precipitação sobre o Sistema Cantareira entre

Janeiro/2010 e Dezembro/2016. ..................................................................... 109

Figura 39 - Gráfico típico de uma variável aleatória com distribuição F. ......................... 121

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Valores de referência para a análise dos índices CP e CPK. ................................ 85

Tabela 2 - Limites Inferior e Superior de Especificação conforme Resolução CONAMA n.

357/2005 e Decreto n. 8.468/76. ..................................................................... 100

Tabela 3 - Resultados das análises das amostras coletadas no período 2010-2017. .......... 103

Tabela 4 - Análise descritiva dos resultados. ..................................................................... 104

Tabela 5 - Matriz de correlação bivariada dos parâmetros de qualidade da água. ............ 110

Tabela 6 - Coeficientes de determinação (R²) ................................................................... 110

Tabela 7 - Resultados do Teste de normalidade de dados Anderson-Darling. .................. 113

Tabela 8 - Média, desvio padrão e limites de controle para DQO. .................................... 114

Tabela 9 - Média, desvio padrão e limites de controle para oxigênio dissolvido, DBO5,20ºC e

DBO5,20ºC/DQO. .............................................................................................. 114

Tabela 10 - Resumo dos resultados da análise descritiva dos parâmetros divididos em três

períodos: antes, durante e depois da crise hídrica. .......................................... 116

Tabela 11 - Comparação das variâncias dos dados obtidos para os parâmetros monitorados

antes, durante e depois da crise hídrica. .......................................................... 119

Tabela 12 - Comparação das medidas de tendência central (médias e medianas) dos dados

obtidos para os parâmetros monitorados antes, durante e depois da crise

hídrica. ............................................................................................................ 120


antes e durante a crise hídrica. ........................................................................ 122




durante e depois da crise hídrica. .................................................................... 124

Tabela 16 - Comparação das medidas de tendência central dos dados obtidos para os

parâmetros monitorados durante e depois da crise hídrica. ............................ 126


antes e depois da crise hídrica. ........................................................................ 127


parâmetros monitorados antes e depois da crise hídrica. ................................ 128

Tabela 19 - Resumo dos resultados da análise descritiva dos parâmetros divididos em dois

períodos: estação seca e estação chuvosa, considerando todos os dados

(Situação 1) e excluindo os dados obtidos durante a crise hídrica (Situação 2).

......................................................................................................................... 131

Tabela 20 - Resultados dos testes de hipóteses para a Situação 1 (considerando todos os

dados). ............................................................................................................. 132

Tabela 21 - Resultados dos testes de hipóteses para a Situação 2 (excetuando os dados

referentes ao período da crise hídrica). ........................................................... 135

Tabela 22 - Comparação entre os resultados de cada período e os limites estabelecidos na

Legislação vigente. .......................................................................................... 136

Tabela 23 - Resultados do estudo de capacidade de atendimento à Legislação de acordo

com o período investigado. ............................................................................. 136

LISTA DE QUADROS

Quadro 1 - Coeficientes de Escoamento Superficial em função da Ocupação do Solo. ..... 30

Quadro 2 - Evolução histórica das águas urbanas segundo Tucci (2008). .......................... 33

Quadro 3 - Classes de enquadramento dos corpos de água segundo as categorias de usos,

em águas doces). ............................................................................................... 39

Quadro 4 - Enquadramento dos Corpos Hídricos da Bacia do Rio Paraíba do Sul segundo a

Portaria MINTER GM n. 86/81. ....................................................................... 39

Quadro 5 - Tipos de programas de monitoramento. ............................................................ 44

Quadro 6 - Índices de qualidade da água. ............................................................................ 47

Quadro 7 - Valores de DBO5,20ºC em função das características do curso d’água. .............. 52

Quadro 8 - Comparação entre os trabalhos sobre o início da estação chuvosa com a

utilização de dados pluviométricos. .................................................................. 56

Quadro 9 - Quadro-resumo das medidas de posição e de dispersão mais utilizadas. .......... 65

Quadro 10 - Finalidades dos testes de inferências. .............................................................. 66

Quadro 13 - Principais testes de igualdade de variâncias .................................................... 71

Quadro 11 - Relação dos testes de hipóteses para cada finalidade. ..................................... 75

Quadro 12 - Comparação entre testes paramétricos e não paramétricos para médias ......... 78

Quadro 14 - Exemplos de CP e CPK. .................................................................................... 86

Quadro 15 - Metodologia de análise dos parâmetros avaliados. ......................................... 99

Quadro 16 - Análise gráfica da distribuição de frequências dos parâmetros investigados.

......................................................................................................................... 105

Quadro 17 - Gráficos do tipo "boxplot" para os parâmetros investigados. ....................... 106

Quadro 18 - Gráficos de Valores Individuais. ................................................................... 107

Quadro 19 - Gráficos de Séries Temporais dos parâmetros investigados. ........................ 108

Quadro 20 - Gráficos de Análise de Tendência para os parâmetros investigados. ............ 109

Quadro 21 - Gráficos de regressão linear. ......................................................................... 111

Quadro 22 - Resultado dos testes de normalidade de dados com a estatística Anderson-

Darling. ........................................................................................................... 112

Quadro 23 - Cartas de Controle I-MR para o parâmetro Oxigênio Dissolvido, DBO5,20ºC e

DBO5,20ºC/DQO. .............................................................................................. 115

Quadro 24 - Gráficos de Distribuição de Frequências e Boxplot para os parâmetros

monitorados. .................................................................................................... 117

Quadro 25 - Comparação das variâncias dos dados obtidos para os parâmetros monitorados

antes, durante e depois da crise hídrica. .......................................................... 119




durante e depois da crise hídrica. .................................................................... 125


antes e depois da crise hídrica. ........................................................................ 127

Quadro 29 - Comparação do comportamento dos parâmetros monitorados nas estações

seca e chuvosa - Situação 1 (considerando todos os dados). .......................... 133


seca e chuvosa - Situação 2 (sem considerar o período da crise hídrica). ...... 134

Quadro 31 - Relatórios de capabilidade dos parâmetros DBO5,20ºC e OD para o período

compreendido entre 2010 e 2017. ................................................................... 137

Quadro 32 - Relatórios de capabilidade da DBO5,20ºC (antes, durante e depois da crise

hídrica). ........................................................................................................... 138

Quadro 33 - Relatórios de capabilidade do teor de Oxigênio Dissolvido (antes, durante e

depois da crise hídrica). ................................................................................... 139

Quadro 34 - Gráficos de intervalos para os parâmetros DBO5,20ºC e teor de Oxigênio

Dissolvido. ...................................................................................................... 140

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ................................................................................................. 21

1.1 Justificativa .......................................................................................................... 23

1.2 Objetivos ............................................................................................................. 24

1.3 Objetivo geral ...................................................................................................... 24

1.3.1 Objetivos específicos ........................................................................................... 25

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ......................................................................... 26

2.1 Poluição e qualidade da água .............................................................................. 26

2.2 Aspectos hidrológicos e vazão ............................................................................ 27

2.3 Influência do uso do solo e desenvolvimento urbano ......................................... 31

2.4 Enquadramento dos corpos d’água ..................................................................... 36

2.5 Monitoramento da qualidade da água ................................................................. 43

2.6 Indicadores de qualidade de corpos d’água ......................................................... 46

2.6.1 Oxigênio Dissolvido ............................................................................................ 47

2.6.2 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) ......................................................... 49

2.6.3 Demanda Química de Oxigênio e Biodegradabilidade ....................................... 52

2.7 Fatores climáticos ................................................................................................ 54

2.8 Crise hídrica ........................................................................................................ 57

2.9 Critérios estatísticos ............................................................................................ 64

2.9.1 Análise descritiva ................................................................................................ 64

2.9.2 Análise inferencial ............................................................................................... 65

2.9.2.1 Teste de normalidade dos dados .......................................................................... 69

2.9.2.2 Testes de igualdade de variâncias ....................................................................... 70

2.9.2.3 Correlação ........................................................................................................... 71

2.9.2.3.1 Coeficiente de correlação de Pearson ................................................................ 72

2.9.2.3.2 Regressão linear simples ................................................................................... 73

2.9.2.4 Testes de hipóteses .............................................................................................. 74

2.9.3 Cartas de controle ................................................................................................ 79

2.9.4 Índices de avaliação de processos - CPK, PPK e Z.Bench ..................................... 82

3 MATERIAIS E MÉTODOS ............................................................................. 90

3.1 Caracterização da área de estudo ........................................................................ 90

3.1.1 Aspectos locais .................................................................................................... 91

3.1.2 Aspectos Regionais ............................................................................................. 94

3.2 Coleta de amostras e análise de parâmetros indicadores de poluição ................. 98

3.3 Análise estatística dos resultados ...................................................................... 100

3.3.1 Análise Descritiva ............................................................................................. 101

3.3.2 Teste de Normalidade ........................................................................................ 101

3.3.3 Testes de Igualdade de Variâncias .................................................................... 101

3.3.4 Teste de Hipóteses ............................................................................................. 101

3.3.5 Correlação e Regressão Linear Simples ............................................................ 102

3.3.6 Índice de Capabilidade ...................................................................................... 102

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO .................................................................... 103

4.1 Análise descritiva dos parâmetros investigados ................................................ 104

4.2 Estudo da correlação entre os parâmetros monitorados .................................... 110

4.3 Análise inferencial ............................................................................................. 112

4.3.1 Cartas de Controle ............................................................................................. 113

4.3.2 Teste de Hipóteses ............................................................................................. 118

4.3.2.1 Comparação entre três situações ....................................................................... 118

4.3.2.2 Comparação entre duas situações ...................................................................... 120

4.3.2.2.1 Comparação - 2 situações (Antes x Crise Hídrica) .......................................... 121

4.3.2.2.2 Comparação - 2 situações (Crise Hídrica x Depois) ........................................ 124

4.3.2.2.3 Comparação - 2 situações (Antes x Depois) .................................................... 126

4.4 Análise inferencial - influência da sazonalidade ............................................... 130

4.5 Estudo da capacidade de atendimento à legislação ........................................... 135

5 CONCLUSÕES................................................................................................ 141

21

1 INTRODUÇÃO

A recente crise no abastecimento de água que atingiu a região Sudeste do Brasil nos

fez compreender que a água não é um recurso ilimitado. Com isso, a sociedade se mobilizou

buscando alternativas viáveis para obter água de qualidade para as atividades cotidianas

básicas. Passou a ser comum, por exemplo, a adoção de técnicas para captação de água de

chuva e o reuso da água utilizada em atividades como rega e serviços de limpeza, reservando

a água de qualidade para um uso mais nobre.

Um simples balanço da situação revela que a demanda por água aumentou

drasticamente como função do crescimento populacional, agravada pela poluição decorrente

das atividades humanas e do elevado grau de desperdício, que contribuem para limitar a

disponibilidade desse recurso imprescindível à vida.

Portanto, o “estresse hídrico” não é causado somente por fatores naturais, mas

constitui-se como reflexo de fatores sociais e econômicos relacionados ao mau uso da água.

A quantidade de água disponível já não é suficiente para suprir o crescimento

populacional e o consumo desenfreado: ao longo do século XX, a população mundial

triplicou, ao passo que o volume de água utilizado aumentou, aproximadamente, nove vezes

(BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, 2006).

Além disso, a impermeabilização indiscriminada dos solos e a degradação da

capacidade produtiva dos mananciais, caracterizada pela derrubada da mata ciliar e

canalização dos rios e córregos afeta drasticamente a sustentabilidade do abastecimento

público e, até mesmo, as condições de segurança e saúde da população que habita áreas

próximas aos cursos d’água.

Tudo depende, fundamentalmente, de como utilizamos e preservamos este recurso.

A Organização das Nações Unidas estima que, se nada for feito, em 2050 mais de

45% da população mundial estará vivendo em países que não poderão garantir a cota diária

mínima de 50 litros de água por pessoa (BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, 2005a)!

Mesmo o Brasil, que detém cerca de 13,7% da água doce do planeta, não está livre

da ameaça de uma crise no abastecimento.

De fato, nossas reservas de água potável estão diminuindo, pois além das

características geográficas de cada região (clima, vegetação e topografia), a distribuição e

disponibilidade de água também é determinada pelas mudanças de vazão dos rios causada

por variações climáticas durante o ano e agravada pela distribuição da população e pelo

desenvolvimento econômico e social: mais de 73% da água doce disponível no país

22

encontra-se na bacia Amazônica, que é habitada por menos de 5% da população. Os outros

27% dos recursos hídricos brasileiros estão disponíveis para as demais regiões, onde residem

95% da população do país (BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, 2005a).

Figura 1 - Distribuição dos recursos hídricos da superfície e da população

em % do total do Brasil.

Fonte: Brasil, Ministério do Meio Ambiente (2005a, p. 29).

Com o objetivo de assegurar as disponibilidades hídricas em quantidade e qualidade

para o seu uso racional e sustentável, a Lei Federal n. 9.433/1997, conhecida como “Lei das

Águas” (BRASIL, Casa Civil, 1997), estabeleceu a Política Nacional de Gerenciamento de

Recursos Hídricos e os instrumentos para possibilitar a sua implementação, dos quais fazem

parte, entre outros: o Plano de Recursos Hídricos por bacia hidrográfica e o enquadramento

dos corpos d’água em classes segundo usos preponderantes.

Mas, para a adequada gestão dos recursos hídricos de uma bacia hidrográfica, é

essencial o acompanhamento da qualidade das águas superficiais por meio de ações de

monitoramento visando à obtenção de dados de caracterização dos corpos hídricos, assim

como a análise de tendências, muito úteis às ações de planejamento, outorga, cobrança e

enquadramento dos cursos d’água.

No Brasil, o planejamento da gestão dos recursos hídricos considera a Divisão

Hidrográfica Nacional, aprovada pelo CNRH por meio da Resolução n. 32/2003, que define

12 Regiões Hidrográficas, compostas por bacias hidrográficas próximas entre si, com

semelhanças ambientais, sociais e econômicas, como base territorial para o planejamento em

torno da gestão dos recursos hídricos (BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, 2003).

23

O Rio Paraíba do Sul e seus corpos d’água formadores integram a Região

Hidrográfica Atlântico Sudeste, considerada uma das mais complexas e desenvolvidas áreas

do País que, ao mesmo tempo em que apresenta uma das maiores demandas hídricas

nacionais, possui uma das menores disponibilidades relativas, razão pela qual os recursos

hídricos dessa região são considerados “estratégicos” (BRASIL, Ministério do Meio

Ambiente, 2006).

O grande desafio nessa região envolve a compatibilização entre a promoção do

crescimento econômico e social com a preservação ambiental e a gestão voltada para o uso

múltiplo das águas.

O monitoramento da qualidade das águas do Rio Paraíba do Sul e de seus principais

afluentes tem demonstrado o comprometimento da qualidade de suas águas e de seus

principais afluentes, principalmente no que se refere ao teor de carga orgânica, motivando

reclamações derivadas de conflitos referentes aos riscos à saúde e à segurança da população

em face da ocorrência de graves inundações, conforme consta do Plano de Recursos Hídricos

da Bacia do Rio Paraíba do Sul confeccionado pela Associação Pró-Gestão das Águas da

Bacia Hidrográfica do Rio Paraíba do Sul - AGEVAP (2006).

No entanto, as bacias de pequeno porte passam por uma situação bem mais crítica, já

que sequer possuem monitoramento que possibilite a compreensão dos diferentes efeitos

hidrológicos e ambientais, necessários à implementação de ações preventivas que

proporcionem a redução dos custos de combate à poluição de suas águas.

1.1 Justificativa

O efluente doméstico gerado na área urbana do município de Roseira, situado na

região do Vale do Paraíba, Estado de São Paulo, é tratado e lançado no Córrego Barretinho,

que integra a bacia do Rio Paraíba do Sul.

O Córrego Barretinho é classificado pelo Decreto Estadual n. 10.755/1977 como

Classe 2 - “águas destinadas ao abastecimento doméstico, após tratamento convencional, à

irrigação de hortaliças ou plantas frutíferas e à recreação de contato primário” (SÃO

PAULO, 1977).

A estação de tratamento de esgotos, operada pela Companhia de Saneamento Básico

do Estado de São Paulo - SABESP, foi implantada no município de Roseira em 1972, mas

de lá pra cá, as características e hábitos da população mudaram sensivelmente, de forma que,

atualmente, quase a totalidade da população é urbana (94,98%), segundo dados do IG (SÃO

24

PAULO, 2011); a densidade populacional passou de 37,05 hab/km2, em 1980, para 73,69

hab/km2, em 2010.

Segundo dados do Instituto Geológico do Estado de São Paulo - IG (SÃO PAULO,

2011), cerca de 100% das áreas urbanas do município têm coleta de resíduos sólidos

domésticos, 95,54% têm abastecimento de água, 90% do município é beneficiado com a

coleta de esgoto sanitário e 100% do esgoto coletado é tratado e lançado no Córrego

Barretinho. Ainda assim, o município é classificado no Grupo 4 que engloba os municípios

mais desfavorecidos, tanto em riqueza, como nos indicadores sociais.

Assim, é imprescindível o conhecimento das características naturais do Córrego

Barretinho, para a avaliação de sua capacidade de autodepuração, a fim de subsidiar a tomada

de decisão quanto à sua capacidade de receber um volume de efluente tratado sem que suas

características naturais sejam prejudicadas.

Em face do exposto, para o estabelecimento das condições de lançamento do efluente

tratado no Córrego Barretinho, é necessário, além do conhecimento da vazão mínima anual

de 7 dias consecutivos com 10 anos de retorno (Q7,10), o conhecimento da variação dos teores

de carga orgânica e oxigênio dissolvido presentes no corpo d’água ao longo dos ciclos

hidrológicos, fatores determinantes para a manutenção de um nível aceitável de qualidade

da água em situações críticas.

1.2 Objetivos

1.3 Objetivo geral

Com base nos dados de monitoramento da qualidade das águas do Córrego

Barretinho a montante do ponto de lançamento do efluente tratado da ETE-Sede, deseja-se

determinar os valores médios dos teores de carga orgânica em termos de DBO5,20ºC e

oxigênio dissolvido e seu grau de biodegradabilidade, em termos da relação DBO5,20ºC/DQO,

a fim de subsidiar a tomada de decisão quanto à definição das condições de lançamento do

efluente tratado.

25

1.3.1 Objetivos específicos

Através da aplicação das metodologias de análise estatística descritiva e inferencial,

pretende-se:

- avaliar o impacto da crise hídrica ocorrida no período de 2012-2014 à qualidade das águas

do Córrego Barretinho;

- avaliar o efeito da sazonalidade sobre os parâmetros monitorados;

- determinar a capacidade do corpo d’água de, naturalmente, atender aos padrões de

enquadramento definidos no Decreto Estadual n. 10.755/1977 e no Decreto Estadual n.

8.468/1976 (SÃO PAULO, 1977 e SÃO PAULO, 1976);

- propor medidas a serem adotadas para o atingimento das metas de enquadramento previstas

no Decreto n. 10.755/1977 e no Decreto Estadual n. 8.468/1976 (SÃO PAULO, 1977 e SÃO

PAULO, 1976).

26

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 Poluição e qualidade da água

A qualidade da água é reflexo das atividades antrópicas desenvolvidas em uma bacia

hidrográfica.

Segundo Philipi Jr. (2005) há duas maneiras pelas quais os poluentes podem atingir

os corpos de água:

- poluição pontual: quando os poluentes atingem o corpo d’água de forma concentrada,

acarretando impactos significativos, como é o caso do lançamento de efluentes;

- poluição difusa: quando os poluentes atingem o corpo d’água de forma dispersa ao longo

do seu percurso devido aos escoamentos superficiais tanto urbanos, como rurais, com

frequência indefinida; nesse caso, é mais difícil determinar a fonte de origem, como ocorre,

por exemplo, com a drenagem pluvial natural de uma bacia que abrange grandes áreas.

Assim, a quantidade da carga difusa de poluente depende tanto das condições

climáticas locais, como das condições de uso e ocupação do solo (BRANCO, 2014).

O Instituto Mineiro de Gestão das Águas - IGAM (2010) classifica as várias fontes

causadoras da poluição das águas segundo as características próprias aos poluentes,

destacando-se:

efluentes domésticos: apresentam compostos orgânicos biodegradáveis, nutrientes e

microrganismos patogênicos;

efluentes industriais: apresentam uma maior variedade de poluentes, de acordo com as

matérias-primas e processos industriais adotados;

carga difusa urbana: todo o material depositado na superfície do solo e que é carreado

paras os corpos d’água pela ação da chuva e do vento e, portanto, fortemente dependente

da eficiência da coleta de esgotos e dos serviços de limpeza pública;

carga difusa rural: é função do tipo de atividade e das práticas adotadas em cada região

conforme a época do ano, além do uso intensivo de defensivos agrícolas;

mineração: material proveniente da erosão decorrente da ação da chuva em áreas rurais;

natural: decorre de processos de salinização, decomposição de vegetais e animais mortos

que são carreados pelo escoamento superficial;

acidental: é proveniente de derramamentos acidentais de materiais na linha de produção

ou vias de transporte.

27

Ao estudar a bacia do Rio Mogi-Guaçu, Madruga et al. (2008) concluíram que os

sérios problemas de contaminação de mananciais apresentados são devidos ao lançamento

de esgotos domésticos em seus principais constituintes: o Rio Jaguari-Mirim, Ribeirão dos

Porcos e o Córrego dos Macacos. Os autores também destacam que é comum que, ao

atravessar os centros urbanos, os afluentes dos principais rios brasileiros recebam uma carga

de poluentes proveniente do lançamento indiscriminado de esgoto doméstico sem

tratamento.

De acordo com a Agência Nacional de Águas (2017), 524 municípios brasileiros

carecem de soluções para o tratamento e lançamento de efluentes de acordo com a

capacidade de diluição do corpo d’água receptor e com os usos da água preponderantes no

âmbito de suas respectivas bacias hidrográficas. Dentre as bacias com essas características

destacam-se as bacias do Tietê, incluindo as bacias PCJ, Sinos, Alto Iguaçu, Paraíba do

Sul, Velhas, Descoberto, Meia Ponte e Ipojuca.

Figura 2 - Extensão dos rios brasileiros comprometidos por DBO, segundo

classes de enquadramento.

Fonte: Agência Nacional de Águas (2017, p. 135).

2.2 Aspectos hidrológicos e vazão

Paz (2004) descreve o rio como um “sistema pulsátil”, responsável pelo transporte

de sedimentos e nutrientes, no qual as variações dos níveis d’água e vazões, característicos

de um regime hidrológico próprio, impactam todo o ecossistema do rio.

Ainda segundo Paz (2004), o rio assume uma função renal na paisagem, pois

“recebe”, “transforma” e “entrega”, todo o material drenado. A transformação desse material

28

pode ocorrer por processos físicos (dissolução ou atrito), químicos (reações de

transformação dos nutrientes) e/ou biológicos (atividade bacteriana).

Um conceito importante é que, devido às características das contribuições variadas

da bacia hidrográfica ao longo do seu trajeto, a cada seção de seu curso, corresponde uma

vazão específica, conforme exemplificado na Figura 3. Assim, as variáveis vazão e

concentração dos parâmetros de qualidade da água apresentam caráter dinâmico e são

influenciadas por diferentes aspectos.

Figura 3 - Indicação das variáveis: profundidade, largura, área e velocidade

do escoamento em uma seção transversal de um rio.

Fonte: adaptado de EPA1 (1998 apud PAZ 2004, p. 91).

Por essa razão, Paz (2004) recomenda que, na análise da qualidade de água, o

escoamento seja considerado permanente.

Brites (2010) afirma que o regime de vazões é modificado pelo comportamento

pluviométrico da região, pelo uso e ocupação do solo e, ainda, pelos usos da água (captações,

lançamentos de efluentes, irrigação, geração de energia, etc.).

Paz (2004), explica que “o papel hidrológico da bacia hidrográfica consiste em

transformar uma entrada de volume de água concentrada no tempo (precipitação) em uma

saída de água mais distribuída no tempo (vazão)”, ou seja: todas as etapas do ciclo

hidrológico que ocorrem na bacia hidrográfica (precipitação sobre o curso d’água e

escoamentos superficial, sub-superficial e subterrâneo) contribuem para a vazão do rio, a

qual será tanto maior quanto mais ramificada for a rede de drenagem.

Denomina-se hidrograma à representação gráfica da resposta da bacia à ocorrência

de uma determinada precipitação, refletindo todos os processos que acontecem na bacia

desde o início da precipitação e, por conseguinte, o comportamento da vazão ao longo do

tempo.

1 EPA, 1998. Stream corridor restoration - principles, processes and practices. Environmental Protection

Agency, EUA.

29

Na Figura 4 são apresentados os hidrogramas de uma bacia rural e de uma bacia

urbanizada. No primeiro caso, o hidrograma apresenta um pico mais acentuado e que ocorre

mais rápido do que no segundo caso, atribuído à impermeabilização inerente ás áreas urbanas

que fazem com que quase todo o total precipitado escoe superficialmente, ao passo que, nas

áreas rurais, uma parcela da precipitação infiltra no solo.

Figura 4 - Comparação esquemática entre os hidrogramas de uma

bacia rural e urbanizada.

Fonte: Tucci2 (2000 apud Paz 2004, p. 52).

No caso de pequenas bacias, com área inferior a 3 km2, ou tempo de concentração

inferior a 1 h, é possível calcular a vazão de pico do hidrograma, considerando a vazão como

sendo diretamente proporcional à área da bacia e à intensidade da chuva e que a precipitação

ocorre uniformemente em toda a área da bacia, com intensidade constante ao longo da

duração da precipitação.

A expressão matemática do método racional que adota unidades usuais para a área

da bacia e a intensidade da chuva é:

𝑄𝑝 = 0,275 ∙ 𝐶 ∙ 𝑖 ∙ 𝐴 (Equação 1)

Em que:

Qp é a vazão de pico do hidrograma;

i é a intensidade da chuva (mm/h);

A é a área da bacia (km2);

C é o coeficiente de escoamento superficial (adimensional);

o valor 0,275 é usado para conversão de unidades.

O valor do coeficiente C é função do tipo de ocupação do solo, indicando uma maior

ou menor tendência à geração de escoamento superficial (Quadro 1). Caso a ocupação da

2 Tucci, C. 2000. (org.) Hidrologia - ciência e aplicação. Editora da Universidade, ABRH, Porto Alegre.

30

bacia seja relativamente diversificada e seja possível identificar sub-áreas homogêneas

correspondentes a diferentes valores do coeficiente de escoamento superficial, o valor a

adotar pode ser determinado pela média ponderada dos coeficientes referentes a cada sub-

área:

𝐶𝑚 =1

𝐴∙ ∑(𝐶𝑗 ∙ 𝐴𝑗)

𝑛

𝑗=1

(Equação 2)

Em que:

Cm é o coeficiente médio de escoamento superficial; A é área total da bacia;

Cj e Aj são o coeficiente de escoamento superficial e a área da bacia correspondentes ao

tipo de ocupação j, respectivamente;

n é a quantidade de tipos de ocupação identificados na bacia.

Quadro 1 - Coeficientes de Escoamento Superficial em função da Ocupação do Solo.

OCUPAÇÃO DO SOLO C

Edificações muito densas: partes centrais, densamente construídas de uma cidade com ruas

e calçadas pavimentadas.

0,70 a 0,95

Edificações não muito densas: partes adjacentes ao centro, de menor densidade de

habitações, mas com ruas e calçadas pavimentadas.

0,60 a 0,70

Edificações com poucas superfícies livres: partes residenciais com construções cerradas,

ruas pavimentadas.

0,50 a 0,60

Edificações com muitas superfícies livres: partes residenciais com ruas macadamizadas ou

pavimentadas, mas com muitas áreas verdes.

0,25 a 0,50

Subúrbios com alguma edificação: partes de arrabaldes e subúrbios com pequena

densidade de construções.

0,10 a 0,25

Matas, parques e campos de esportes: partes rurais, áreas verdes, superfícies arborizadas,

parques ajardinados e campos de esporte sem pavimentação.

0,05 a 0,20

Fonte: adaptado de Porto3 (1995 apud Paz 2004, p. 61).

Outro aspecto abordado por Brites (2010) é que a legislação não especifica as

condições em que a vazão de referência deve ser definida, uma vez que em bacias

consideradas críticas o rio recebe cargas poluidoras de forma pontual, durante período seco,

e difusa, em período chuvoso, de forma que a qualidade da água do corpo receptor

permanecerá ruim em ambas as situações.

3 Porto, R. L. L. (1995). “Escoamento superficial direto”, in Drenagem Urbana. Org. por Tucci, C. E.

M., Porto, R.L. e Barros, M. T., ed. EDUFRS/ABRH, Porto Alegre - RS, pp. 104-165.

31

Brites (2010) ressalta a difícil tarefa de definir um valor para a vazão de referência

que seja representativo para a bacia hidrográfica, uma vez que valores impróprios podem

ocasionar danos econômicos e ambientais na região: valores muito restritivos podem

acarretar prejuízos econômicos, pois inviabilizam a instalação de futuros empreendimentos

na bacia, captação ou lançamentos; por sua vez, valores modestos podem causar problemas

irreversíveis de degradação e levar a uma situação de escassez hídrica.

Von Sperling (2007) ensina que no planejamento dos recursos hídricos da bacia

hidrográfica, bem como na avaliação do atendimento aos padrões ambientais do corpo

receptor, alocação de cargas poluidoras e concessão de outorgas para captação e lançamento,

emprega-se os dados de vazão crítica (Q7,10), que refletem períodos de estiagem e ocorrem

exatamente no período de vazão mínima, em que a capacidade de diluição do rio é menor.

De acordo com a Resolução CONAMA n. 357/2005 (BRASIL, Ministério do Meio

Ambiente, 2005b), a vazão de referência é a vazão do corpo hídrico a ser utilizada como

base para o processo de gestão, sendo definida como a vazão mínima considerada a fim de

garantir que a qualidade da água seja compatível com os padrões exigidos para o atendimento

do uso preponderante da água. O valor para a vazão de referência é obtido através de métodos

estatísticos, como o caso da vazão mínima de sete dias consecutivos com período de retorno

de 10 anos ou das vazões da curva de permanência, como, por exemplo, a Q95% (Brasil,

Ministério do Meio Ambiente, 2005b).

No processo de enquadramento dos corpos d’água, a adoção da vazão de referência

de 95% significa que em 5% do tempo, o enquadramento poderá ser violado, ao passo que

nas análises dos processos de licenciamento ambiental de cargas pontuais deve-se adotar

como referência a vazão mínima (Q7,10).

Quando o ciclo hidrológico é alterado, os recursos hídricos respondem diretamente

aos impactos ambientais e toda a bacia hidrográfica é comprometida (TUCCI, 2012).

2.3 Influência do uso do solo e desenvolvimento urbano

Como consequência natural do desenvolvimento econômico, o mundo vem se

tornando cada vez mais urbanizado com o crescente aumento de conflitos inerentes à

ocupação de áreas sem nenhum planejamento ambiental, que terminam por acarretar

prejuízos significativos para a sociedade.

Tucci (1997) enfatiza que a população urbana passou de 15% no início desse século

para 50% da população mundial, chegando a atingir, nos países desenvolvidos, como

32

Estados Unidos, 94% da população, ao passo que os países em desenvolvimento da América

Latina e Caribe encontram-se num acelerado processo de urbanização.

No Brasil, o processo de urbanização, iniciado na década de 60, ocorreu de forma

acelerada e sem planejamento, negligenciando a previsão da infra-estrutura adequada à

garantia de qualidade de vida para a população e resultando na ocupação indiscriminada de

áreas de risco e potencialização dos problemas ambientais, embora existam alguns Estados

brasileiros que, em 2017, apresentam características de urbanização de países desenvolvidos,

como é o caso de São Paulo, com 96,37% da população em área urbana (FUNDAÇÃO

SISTEMA ESTADUAL DE ANÁLISE DE DADOS, 2018).

Figura 5 - Grau de urbanização do Estado de São Paulo.

Fonte: Fundação Sistema Estadual de Análise de Dados (2018).

Tucci (2008) alerta que “o desenvolvimento urbano tem produzido um ciclo de

contaminação, gerado pelos efluentes da população urbana, que são o esgoto

doméstico/industrial e o esgoto pluvial”.

Na prática, embora, na maioria dos Estados brasileiros, a proteção das bacias

hidrográficas utilizadas para abastecimento das cidades seja garantida pela legislação de

proteção de mananciais, que proíbe quaisquer usos do solo urbano que possam vir a

comprometer a qualidade da água de abastecimento, o que se verifica é que, devido à perda

de valor dos imóveis situados nessas áreas, há um estímulo à ocupação desses imóveis,

resultando na sua invasão pela população de baixa renda e tendo, como principal

consequência, o aumento da poluição.

Na opinião de Tucci (2008), existem duas cidades: a “formal e a informal”, de forma

que as ações de gestão urbana atingem apenas a parcela “formal” das cidades, enquanto nas

33

áreas ilegais e públicas ocorre invasão e ocupação das áreas suscetíveis a inundações e

escorregamentos.

Figura 6 - Características dos leitos do rio.

Fonte: TUCCI, 2008.

Avaliando o processo de poluição de corpos hídricos pelo lançamento de despejos

industriais e domésticos, Nagalli e Nemes (2009) concluiram que “a contribuição dos

poluentes lançados clandestinamente pela comunidade local também interfere

negativamente na qualidade da água do córrego”, atribuindo a desaceleração do processo de

autodepuração do córrego ao lançamento de despejos domésticos com elevado teor de carga

orgânica responsável pelo consumo do oxigênio livre disponível.

A evolução histórica das águas urbanas foi dividida por Tucci (2008) em 4 fases,

detalhadas no Quadro 2, a seguir.

Quadro 2 - Evolução histórica das águas urbanas segundo Tucci (2008).

FASE CARACTERÍSTICAS CONSEQUÊNCIAS

Pré-higienista:

até início do século XX

- Esgoto em fossas ou na drenagem,

sem coleta ou tratamento e água da

fonte mais próxima, poço ou rio.

- Doenças e epidemias, grande

mortalidade e inundações.

Higienista:

antes de 1970

- Transporte de esgoto distante das

pessoas e canalização do escoamento.

- Redução das doenças, mas rios

contaminados, impactos nas

fontes de água e inundações.

Corretiva:

entre 1970 e 1990

- Tratamento de esgoto doméstico e

industrial, amortecimento do

escoamento.

- Recuperação dos rios, restando

poluição difusa, obras hidráulicas

e impacto ambiental.

Desenvolvimento

sustentável:

depois de 1990

- Preservação dos caminhos naturais

do escoamento e priorização da

infiltração.

- Conservação ambiental, redução

das inundações e melhoria da

qualidade de vida.

Fonte: adaptado de Tucci (2008).

O período denominado como “fase corretiva” caracterizou-se pela revisão dos

procedimentos e utilização de sistemas de amortecimento, evitando-se a canalização dos

34

cursos d’água, o que proporcionou um expressivo ganho ambiental mediante a melhoria da

qualidade da água dos sistemas hídricos, evitando a deterioração das fontes de abastecimento

e contribuindo para a redução do índice de doenças.

Entretanto, as ações adotadas até então não foram suficientes para reduzir o impacto

causado pelas fontes de poluição difusas em face das inundações urbanas e rurais.

Em trabalho anterior, Tucci (1997) discrimina os impactos causados pela

urbanização:

- aumento das vazões máximas (...) devido ao aumento da capacidade de

escoamento através de condutos e canais e impermeabilização das superfícies;

- aumento da produção de sedimentos devido à desproteção das superfícies e à

produção de resíduos sólidos (lixo);

- deterioração da qualidade da água, devido à lavagem das ruas, transporte de

material sólido e as ligações clandestinas de esgoto cloacal e pluvial.

Segundo Tucci (2008), o esgoto pluvial transporta grande quantidade de poluição

orgânica e de metais, atingindo os rios nos períodos chuvosos, de forma que a qualidade da

água da rede pluvial depende de vários fatores: da limpeza urbana e sua frequência, da

intensidade da precipitação e sua distribuição temporal e espacial, além da época do ano e

do tipo de uso da área urbana.

Ponderando que as medidas necessárias para a redução dos impactos de cargas

difusas representam custos reduzidos, Brites (2010) recomenda a inclusão do controle de

carga difusa no planejamento das medidas de despoluição necessárias para aumentar o

atendimento ao enquadramento dos corpos hídricos.

Em seu trabalho sobre o diagnóstico da qualidade da água do reservatório de Barra

Bonita, Buzelli e Cunha-Santino (2013), atribuíram o aumento da turbidez, observado

durante as estações chuvosas, à movimentação do sedimento em locais rasos, erosão das

margens por falta de vegetação ripária e folhagens e galhos de árvores que são levados para

dentro do corpo hídrico pela ação dos ventos e da correnteza. Por fim, concluíram:

A supressão das matas ciliares influencia diretamente os processos erosivos nas

margens do reservatório, ocasionando assoreamento, além de limitar sua função

de barreira natural contra a entrada de agrotóxicos e também a de abrigar espécies

nativas, tanto animal como vegetal, e atuar como corredor ecológico, reduzindo a

biodiversidade. A urbanização também pode ser responsabilizada pela degradação

da qualidade da água, pois os centros urbanos encontram-se nas margens do

reservatório e à montante, sendo, portanto, muito provável o despejo de esgoto

doméstico no corpo hídrico.

De acordo com a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (2009), a alteração

na turbidez reduz a fotossíntese de plantas aquáticas enraizadas submersas, acarretando uma

35

diminuição da produtividade de peixes, vindo a afetar, ainda que indiretamente, os usos

doméstico, industrial e recreacional do corpo d’água.

Com o objetivo de estudar a influência do uso e ocupação do solo sobre a qualidade

da água da bacia hidrográfica da Serra da Mantiqueira (UGRHI-1), Branco (2014) concluiu

que a falta de um planejamento que considere o clima e as condições geográficas para um

adequado uso e ocupação do solo resulta no aumento do escoamento superficial responsável

por carrear poluentes para os corpos hídricos.

Outro importante fator de interferência antrópica foi citado por Gomes (2013) em seu

trabalho sobre a bacia do Ribeirão das Perdizes, em Campos do Jordão, SP, consiste no

excesso de captação que pode provocar o comprometimento da vazão dos corpos hídricos e

influenciar a sua capacidade de autodepuração.

Em muitas cidades brasileiras, as ocupações sem planejamento resultaram em

retificações e canalizações dos cursos d’água, tornando maiores as velocidades do drenagem

urbana e conferindo um fluxo mais rápido aos corpos receptores, como demonstrado nos

hidrogramas da Figura 7.

Figura 7 - Comparação dos hidrogramas em um rio a montante (hidrograma

natural) e a jusante de uma barragem (hidrograma regularizado).

Fonte: Tucci, 2000, apud Paz (2004, p. 53).

Como resultado de seus estudos, Ortega e Carvalho (2013) verificaram o aumento do

grau de fragilidade do Córrego do Ipê, localizado no Município de Ilha Solteira, SP, entre

2002 e 2011, identificando problemas decorrentes de processos de degradação ambiental tais

como: “processos de erosão hídrica, a escassez de água para consumo público, risco de

incêndio em épocas de seca e de inundações e transbordamento dos córregos causados por

chuvas torrenciais”. Os autores também relacionaram o crescimento desordenado da

36

população ao aumento da concentração de carga orgânica e ao desmatamento das matas

ciliares.

Por todo o exposto, evidencia-se que a existência de legislação de cunho ambiental,

por si só, não é o bastante para a garantia da qualidade dos cursos d’água, bem como da

melhoria das condições de vida, saúde e segurança da população e, tampouco, para a solução

dos conflitos de uso e ocupação do solo.

2.4 Enquadramento dos corpos d’água

Com o advento da Lei Federal n. 9.433/1997, conhecida como “Lei das Águas”

(BRASIL, Casa Civil, 1997), foram estabelecidos a Política Nacional de Gerenciamento de

Recursos Hídricos e os instrumentos para possibilitar a sua implementação, dos quais fazem

parte:

Plano de Recursos Hídricos por bacia hidrográfica: instrumento de planejamento local

que define como conservar, recuperar e utilizar os recursos hídricos de cada bacia

hidrográfica;

Enquadramento dos corpos d’água em classes segundo usos preponderantes: objetivando

assegurar às águas qualidade compatível com os usos mais exigentes a que forem

destinadas, bem como diminuir os custos de combate à poluição das águas, mediante

ações preventivas permanentes.

Segundo a Agência Nacional de Águas (2013), os instrumentos de planejamento são

estratégicos tanto para a prevenção, quanto para a solução dos problemas relativos ao uso

das águas, com vistas à garantia da qualidade e da quantidade conforme os interesses sociais,

econômicos, políticos e ambientais, que devem ser negociados e compromissados nos

comitês de bacia e nos conselhos de recursos hídricos de cada bacia.

Portanto, o Plano de Bacia é um instrumento orientador para a implementação dos

demais instrumentos previstos na Lei das Águas, de forma que no caso de corpos d´água

superficiais ainda não enquadrados, o licenciamento ambiental, a concessão de outorgas e a

cobrança pelo uso da água devem considerar os padrões de qualidade da classe

correspondente aos usos preponderantes mais restritivos existentes no respectivo corpo de

água e estabelecidos no Plano de Bacia (AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS, 2013).

Por estabelecer restrições à implantação de empreendimentos cujos usos não

conseguem manter a qualidade da água na classe em que o corpo hídrico fora enquadrado, o

37

enquadramento das águas superficiais também pode ser considerado como um instrumento

de controle do uso e de ocupação do solo.

Portanto, o enquadramento encontra-se intimamente ligado ao planejamento do uso

do solo e ao zoneamento ambiental, cabendo ao Município estabelecer, mediante lei

municipal, as condições de ocupação do solo por meio de seu plano diretor e da Lei de

Zoneamento, conforme determina a Constituição Federal (AGÊNCIA NACIONAL DE

ÁGUAS, 2007).

Nesse sentido, a Política Nacional de Recursos Hídricos (PNRH) delega às Agências

de Bacia, competência para propor aos respectivos Comitês de Bacia o enquadramento dos

corpos d’água nas classes de uso para encaminhamento ao respectivo Conselho Nacional ou

aos Conselhos Estaduais de Recursos Hídricos, de acordo com a localização, visando servir

como base para o planejamento, monitoramento e fiscalização por parte de órgãos de

controle e licenciamento, de outorga e uso da água, bem como auxiliar a formulação de

penalidades e critérios (AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS, 2013).

O Conselho Nacional de Recursos Hídricos (CNRH) instituiu a Divisão Hidrográfica

Nacional (BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, 2003), estabelecendo doze Regiões

Hidrográficas que comportam, ao todo, 200 mil microbacias, conforme representado na

Figura 8.

Figura 8 - As 12 regiões hidrográficas brasileiras.

Fonte: Agência Nacional de Águas (2018a).

A bacia hidrográfica pode ser entendida como: “uma compartimentação geográfica

natural delimitada por divisores de água (pontos mais altos do relevo) e drenado

superficialmente por um curso d’água principal e seus afluentes até sua saída no local mais

baixo do relevo (foz)” (SANTANA, 2003).

38

Enfim, a bacia hidrográfica constitui um grande sistema econômico, social e

ambiental que permite a avaliação dos impactos ambientais decorrentes do uso do solo, bem

como a identificação das fontes causadoras da poluição, mesmo que de origem difusa, e de

seu comportamento sazonal e locacional.

A região do Vale do Paraíba no estado de São Paulo integra a Região Hidrográfica

Atlântico Sudeste.

De acordo com a Agência Nacional de Águas (2018b):

A Região Hidrográfica Atlântico Sudeste ocupa 2,5% do território nacional e

abrange cinco estados: Minas Gerais, Espírito Santo, Rio de Janeiro, São Paulo e

Paraná. É a região hidrográfica mais povoada, com densidade demográfica seis

vezes maior que a média brasileira e que apresenta alta diversidade de atividades

econômicas e significativo parque industrial, constituindo-se em uma das regiões

economicamente mais desenvolvidas do país.

Por sua vez, o Estado de São Paulo adotou, por meio da Lei Estadual n. 7.663/1991

(SÃO PAULO, 1991), o sistema de bacias hidrográficas como unidades de planejamento e

gestão. Ao todo, são 22 UGRHIs (Unidades de Gerenciamento de Recursos Hídricos)

integrando a divisão hidrográfica do Estado, classificadas quanto à sua vocação econômica

definida na Lei Estadual n. 16.337/2016 (SÃO PAULO, 2016), conforme é demonstrado na

Figura 9, a seguir.

Figura 9 - Divisão do território do Estado de São Paulo em 22 Unidades

de Gerenciamento de Recursos Hídricos (UGRHIs), de acordo

com o uso preponderante.

Fonte: Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (2018).

Na esfera federal, a classificação dos corpos de água e diretrizes para o seu

enquadramento é estabelecida pela Resolução CONAMA n. 357/2005 (BRASIL, Ministério

do Meio Ambiente, 2005b), conforme Quadro 3, ao passo que a classificação dos cursos

d’água da bacia do Rio Paraíba do Sul encontra-se estabelecida pela Portaria GM n. 86, do

39

Ministério do Interior, publicada no DOU em 04/06/1981 (BRASIL, Ministério do Interior,

1981), relacionada no Quadro 4.

Quadro 3 - Classes de enquadramento dos corpos de água segundo as categorias de usos, em

águas doces).

Fonte: Agência Nacional de Águas (2013).

Quadro 4 - Enquadramento dos Corpos Hídricos da Bacia do Rio Paraíba do Sul

segundo a Portaria MINTER GM n. 86/81.

Fonte: adaptado de Comitê das Bacias Hidrográficas do Rio Paraíba do Sul (2012).

No âmbito estadual, o enquadramento dos corpos d’água paulistas encontra-se

estabelecido no Decreto Estadual n. 10.755, de 22 de novembro de 1977 (SÃO PAULO,

1977). Salienta-se que, alguns destes corpos d’água foram reenquadrados conforme os

40

Decretos Estaduais n. 24.839/1986 e 39.173/1994 e as Deliberações do Conselho Estadual

de Recursos Hídricos.

O enquadramento dos corpos d’água afluentes do Rio Paraíba do Sul no município

de Roseira encontra-se claramente definido pelo Decreto Estadual n. 10.755/1977 e

representado numa base cartográfica digital oriunda do Projeto GISAT, na escala de

1:50.000, do Departamento de Águas e Energia Elétrica - DAEE, apresentado na Figura 10

(COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2016), de acordo com o

qual são classificados como Classe 2 - “águas destinadas ao abastecimento doméstico, após

tratamento convencional, à irrigação de hortaliças ou plantas frutíferas e à recreação de

contato primário”.

Figura 10 - Mapa da Hidrografia Conforme Decreto Estadual n. 10.755/1977 -

UGRHI 2, destacando a região de Roseira.

Fonte: adaptado de Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (2016).

De fato, a Resolução CONAMA n. 357/05 (BRASIL, Ministério do Meio Ambiente,

2005b) limita-se a estabelecer os critérios de classificação dos corpos d’água, e considera

que:

Enquanto não aprovados os respectivos enquadramentos, as águas doces serão

consideradas classe 2, as salinas e salobras classe 1, exceto se as condições de

qualidade atuais forem melhores, o que determinará a aplicação da classe mais

rigorosa correspondente.

De acordo com a Resolução CNRH n. 91/2008 (BRASIL, Ministério do Meio

Ambiente, 2008), até que a autoridade outorgante tenha informações sobre os usos mais

restritivos, a classe 2 poderá ser adotada para as águas superficiais.

41

O estabelecimento do objetivo de qualidade para um corpo d’água deve considerar o

uso múltiplo das águas, tais como: preservação das comunidades aquáticas, abastecimento

doméstico, recreação, irrigação, dessedentação animal, navegação, produção de energia, etc.

e levar em conta os usos mais nobres e restritivos quanto à qualidade, respeitando as

seguintes etapas:

1) avaliação da condição atual do rio (o rio que temos);

2) definição, junto à população da bacia, da condição de qualidade desejada para o rio (o

rio que queremos);

3) concenso da meta com os diferentes atores da bacia hidrográfica, (o rio que podemos

ter), levando em conta as limitações técnicas e econômicas para seu alcance.

Gomes (2013) lembra que “ao fazer uso de um manancial, os usuários dos recursos

hídricos devem ter em mente que a manutenção dos padrões requeridos para os parâmetros

físicos, químicos e biológicos, inerentes à classe do rio, devem ser respeitados e mantidos”.

No entendimento de Brites (2010), “o enquadramento dos corpos d’água deve ser

entendido como meta a ser alcançada e não, necessariamente, como situação atual dos corpos

d’água”, admitindo-se a fixação de metas progressivas intermediárias a serem acompanhadas

por meio de um cronograma, de forma a tolerar o não atendimento da classe de

enquadramento do corpo d’água até que a meta estabelecida no enquadramento seja

efetivamente atingida.

Segundo a Agência Nacional de Águas (2007), a seleção das medidas de maior

interesse para a efetivação deve considerar a sua viabilidade técnica e econômica e serem

ordenadas de acordo com as metas intermediárias progressivas, visando à redução da carga

poluente e à melhoria da qualidade da água:

Caso o corpo de água enquadrado já apresente as condições de qualidade mínimas

exigidas para a sua classe, as ações de gestão deverão respeitar e garantir a

manutenção dessas condições. Se, por outro lado, as condições de qualidade

estiverem aquém dos limites estabelecidos para a classe em que o corpo hídrico

foi enquadrado, ressalvados os parâmetros que não atendam aos limites devido às

condições naturais, deverão ser buscados investimentos e ações de natureza

regulatória, necessários ao alcance da meta final de qualidade da água desejada.

Nesse caso, ainda, poderão ser estipuladas metas intermediárias progressivas, de

caráter obrigatório, atreladas a prazos e adequação de instrumentos de gestão

ambiental e de recursos hídricos.

Dessa forma, Brites (2010) considera que a probabilidade de ocorrência da qualidade

da água, determinada através da verificação da frequência de violação da qualidade da água

e da amplitude do risco de violação em função do acréscimo de carga poluente lançada no

corpo hídrico, pode indicar o resultado das medidas de controle de poluição hídrica sobre a

42

melhoria da qualidade da água, com o risco do não atendimento diminuindo à medida que

as ações e programas são implementados.

COSTA4 (2005, apud AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS, 2007) também

considera que as ações de controle vêm sendo insuficientes para reverter o quadro de

poluição hídrica e destaca a importância do enquadramento dos corpos d’água:

A gestão da qualidade da água no Brasil encontra-se em um momento de mudança

de paradigma, em que um sistema, baseado principalmente nos instrumentos de

comando-controle, passará a coexistir com um sistema descentralizado, com foco

em instrumentos econômicos e de planejamento.

Entretanto, para que esta mudança aconteça, deve ocorrer a integração dos órgãos de

meio ambiente e recursos hídricos com os órgãos municipais, ao mesmo tempo em que os

comitês devem comprometer-se com o estabelecimento das metas de cada bacia, bem como

definir os parâmetros prioritários de qualidade da água.

Os principais problemas enfrentados pelos Estados para a implementação e aplicação

do enquadramento são apresentados na Figura 11.

Figura 11 - Problemas enfrentados pelos Estados para a implementação e

aplicação do enquadramento.

Fonte: SRH/MMA5 (1999 apud AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS, 2007).

Enfim, o enquadramento deve ser o reflexo da expectativa da população quanto à

qualidade da água, mas para que o objetivo de qualidade da água seja cumprido, é

fundamental que a comunidade local esteja comprometida com o nível de investimento

necessário.

4 COSTA, M.P. 2005. A regulação dos recursos hídricos e a gestão da qualidade da água: o caso da Bacia do

Rio São Francisco. Tese de Doutorado. Instituto de Biociências. Universidade de São Paulo. 5 SRH/MMA (1999). Enquadramento de corpos de água em classes - experiências brasileiras. Secretaria de

Recursos Hídricos, Ministério do Meio Ambiente, Brasília.

43

2.5 Monitoramento da qualidade da água

A caracterização e a análise de tendências em bacias hidrográficas são fundamentais

para a avaliação das condições dos mananciais e para a tomada de decisões referentes ao

gerenciamento dos recursos hídricos, subsidiando as ações de planejamento, outorga,

cobrança e enquadramento dos cursos de água.

No entanto, a construção de séries históricas confiáveis depende da existência de uma

rede mínima de monitoramento tanto qualitativo, como quantitativo, que leve em conta a

dependência de parâmetros físicos, químicos e biológicos, além das condições de vazão dos

corpos hídricos (AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS, 2014 e GOMES, 2013).

Assim, o monitoramento da qualidade da água constitui um importante instrumento

de gestão dos recursos hídricos, capaz de produzir informações estratégicas úteis nos

processos decisórios das políticas públicas, para a adoção de medidas específicas de controle

de impactos ambientais e de diminuição de riscos à saúde pública, quer seja de forma

preventiva, ou corretiva.

Na opinião de Branco (2014), à medida que a influência antrópica sobre as bacias

hidrográficas aumenta, mais necessárias são as ações de monitoramento dos impactos

ambientais visando à garantia do uso sustentável.

As atividades inerentes ao monitoramento da qualidade da água contemplam desde

a coleta de dados e de amostras de água em locais específicos (geo-referenciados), feita em

intervalos regulares de tempo, até a interpretação dos resultados obtidos após as análises

laboratoriais (AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS, 2014a).

O tipo de estudo pretendido também deve levar em conta as características da bacia

hidrográfica, uso do solo, tipologias industriais presentes e resultados anteriores.

De acordo com a localização dos pontos de monitoramento, periodicidade e tipo de

parâmetros monitorados, a Agência Nacional de Águas (2014a), define quatro configurações

de monitoramento, relacionadas no Quadro 5.

De acordo com o Guia Nacional de Coleta e Preservação de Amostras

(COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2011), a confiabilidade e

a representatividade dos dados de monitoramento dependem fundamentalmente da forma

como o material é coletado e preservado.

Assim, para que a coleta seja a mais representativa possível é imprescindível que

todas as etapas do programa de amostragem sejam previamente definidas a fim de evitar que

44

os custos do monitoramento inviabilizem a caracterização do curso d’água, conforme roteiro

apresentado na Figura 12.

Quadro 5 - Tipos de programas de monitoramento.

TIPO DE

MONITORAMENTO FINALIDADE PARÂMETROS

MONITORADOS FREQUÊNCIA

Monitoramento

básico

Acompanhar a evolução da

qualidade das águas, identificar

tendências e apoiar a elaboração de

diagnósticos a partir de pontos

estratégicos.

Relativos ao tipo de

uso e ocupação da

bacia contribuinte

De acordo com os ciclos

hidrológicos: frequência

mínima trimestral até

uma frequência mensal.

Inventários Estabelecer um diagnóstico da

qualidade das águas de um trecho

específico de curso d’água.

Amplo espectro de

parâmetros.

Diária até mensal, por

um período de tempo

determinado.

Vigilância Identificar alterações associadas ao

uso do solo em locais críticos e

alertar para a tomada de

providências.

Oxigênio dissolvido,

pH e condutividade

elétrica.

Em tempo real.

De Conformidade Auto-monitoramento para o

atendimento a requisitos legais

Definidos pelos

órgãos competentes.

Definidos pelos órgãos

competentes.

Fonte: Agência Nacional de Águas (2014a)

Figura 12 - Etapas principais para o planejamento de programas de amostragem.


Na prática, a definição do número de amostras, pontos de coleta, frequência e

parâmetros a serem monitorados é determinada pela disponibilidade de recursos para o

monitoramento.

45

No mesmo sentido, os roteiros de amostragem devem considerar a compatibilidade

dos tempos de deslocamento e de coleta com os prazos para o envio e análise das amostras.

Para Brites (2010), no Brasil há uma indissociável relação entre a melhoria da

qualidade da água e a disponibilidade de investimentos, já que a maioria dos enquadramentos

propostos não chegou a ser efetivada devido aos custos para o alcance do objetivo de

qualidade desejado não terem sido incorporados na elaboração das propostas de

enquadramento.

Após a definição dos roteiros, são identificados os aparatos necessários para a coleta

e preservação das amostras, bem como para determinação de parâmetros em campo.

O número de pontos de amostragem e localização dos mesmos dependerá do objetivo

da pesquisa quanto à obtenção de uma característica média, de valores máximos ou mínimos

ou, ainda, a caracterização instantânea de um ponto do corpo receptor.

De acordo com a Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (2006), a escolha do

ponto de amostragem, deve considerar a possibilidade de alteração da estimativa quantitativa

dos parâmetros em função das alterações/turbulência observadas na correnteza do rio, as

quais podem ser reduzidas à medida que se distancia do ponto onde é feito o lançamento de

efluentes, no caso de poluição pontual. Nos casos em que a fonte é conhecida, é recomendada

a realização da amostragem em três pontos:

no ponto de lançamento da fonte de contaminação (para determinação do impacto);

no ponto de montante (para determinação das condições naturais do rio) e

no ponto de jusante (para avaliação do grau de autodepuração do rio).

Também é importante programar amostragens em diferentes épocas do ano a fim de

avaliar as variações temporais de vazão do rio em estudo, pois além da turbulência inerente

à correnteza do rio, a vazão do rio também exerce forte influência sobre os parâmetros físico-

químicos e biológicos da água (EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA

AGROPECUÁRIA, 2006).

Já nos casos de poluição difusa, comum em rios urbanos ou próximos a cidades,

recomenda-se a coleta de amostras ao longo de seu percurso.

Os procedimentos de amostragem devem seguir as recomendações da ABNT-NBR

9898 (ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 1986) quanto à

capacitação do responsável pela coleta no que diz respeito ao conhecimento das técnicas de

amostragem e preservação, medidas de segurança, manuseio dos equipamentos utilizados

em campo, localização exata dos pontos de amostragem e aptidão para observar e registrar

quaisquer alterações/imprevistos.

46

A Agência Nacional de Águas coordena o Programa Nacional de Avaliação da

Qualidade das Águas - PNQA, do qual também participam: os órgãos estaduais de meio

ambiente e de gestão de recursos hídricos que aderirem ao Programa, universidades e

instituições de pesquisa e demais entidades interessadas. Entretanto, nem todos os Estados

brasileiros têm condições de monitorar a qualidade de suas águas (AGÊNCIA NACIONAL

DE ÁGUAS, 2018).

No Estado de São Paulo, o monitoramento é realizado desde 1975 pela Companhia

Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB), utilizando o índice de qualidade da água

(IQA), baseado na metodologia da National Sanitation Foundation (NSF).

2.6 Indicadores de qualidade de corpos d’água

A principal finalidade dos índices de qualidade da água consiste em “traduzir” para

a população os resultados obtidos com as ações de monitoramento dos corpos d’água e,

assim, orientar as ações de planejamento e gestão da qualidade da água. Por essa razão, são

fundamentais no processo decisório das políticas públicas e no acompanhamento de seus

efeitos.

Tanto na esfera federal (Resoluções CONAMA n. 357/2005 e 430/2011), como na

esfera estadual (Decreto Estadual n. 8.468/1976), a legislação atualmente vigente no Estado

de São Paulo estabelece os usos preponderantes dos recursos hídricos, a classificação dos

corpos de água e as condições e padrões de lançamento de efluentes, conforme demonstrado

na Figura 10 (BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, 2005b e 2011 e SÃO PAULO, 1976).

Por princípio, as substâncias presentes na água a serem monitorados dependem do

uso que dela fazemos. Em rios que atravessam as cidades, por exemplo, é importante

monitorar o parâmetro denominado DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio). Sua presença

em níveis elevados pode indicar o lançamento no rio de esgotos não tratados.

Valente (1997) considera que “a poluição orgânica de um corpo d’água pode ser

avaliada pelo decréscimo da concentração de oxigênio dissolvido (OD) e/ou pela

concentração de matéria orgânica em termos de concentração de oxigênio necessário para

oxidá-la”, que corresponde à demanda bioquímica de oxigênio (DBO).

Os parâmetros OD e DBO são, portanto, indicadores do equilíbrio biogeoquímico

necessário à manutenção da vida aquática, pois uma redução no teor de oxigênio dissolvido

em presença de alta concentração de carga orgânica conduz à perda de biodiversidade

aquática como reflexo da redução da capacidade autodepurativa do rio, já que haverá

47

condições somente para que as espécies menos exigentes ao oxigênio consigam sobreviver

(OLIVEIRA, 2014).

De acordo com a Agência Nacional de Águas (2014a) e a Companhia Ambiental do

Estado de São Paulo (2017), os principais índices de qualidade da água utilizados pelas

Unidades da Federação para a avaliação de corpos hídricos de água doce são relacionados

no Quadro 6.

Quadro 6 - Índices de qualidade da água.

Índice Principal Finalidade Pontos da Rede Variáveis que compõem os índices

IQA Diluição de efluentes

(principalmente

doméstico)

Todos Temperatura, pH, Oxigênio Dissolvido,

Demanda Bioquímica de Oxigênio,

Escherichia coli/ Coliformes

Termotolerantes, Nitrogênio Total, Fósforo

Total, Sólidos Totais e Turbidez

IAP Abastecimento

Público

Utilizados para

abastecimento público

Temperatura, pH, Oxigênio Dissolvido,

Demanda Bioquímica de Oxigênio,

Escherichia coli, Nitrogênio Total, Fósforo

Total, Sólidos Totais, Turbidez, Ferro,

Manganês, Alumínio, Cobre, Zinco,

Potencial de Formação de Trihalometanos,

Número de Células de Cianobactérias

(Ambiente Lêntico), Cádmio, Chumbo,

Cromo Total, Mercúrio e Níquel.

IET Eutrofização Todos, exceto os rios

enquadrados na Classe 4

(CONAMA 357/05) que

apresentam qualidade

ruim

Clorofila a e Fósforo Total.

IVA Proteção da vida

aquática

Oxigênio Dissolvido, pH, Ensaio

Ecotoxicológico com Ceriodaphnia dubia,

Cobre, Zinco, Chumbo, Cromo, Mercúrio,

Níquel, Cádmio, Surfactantes, Clorofila a e

Fósforo Total.


Na avaliação do IQA, os parâmetros químicos mais significativos são: Oxigênio

Dissolvido e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5,20ºC).

2.6.1 Oxigênio Dissolvido

O oxigênio dissolvido é vital para a preservação da vida aquática, já que vários

organismos precisam de oxigênio para respirar:

48

para a respiração branquial, os peixes requerem concentrações mínimas de OD entre 10%

e 60% de saturação, conforme a espécie e as características do meio;

bactérias e organismos detritívoros se utilizam de oxigênio para efetuar a quebra das

moléculas orgânicas de cadeia longa em moléculas ou íons menores e mais simples e,

assim, decompor a matéria orgânica (FOGAÇA, 2018).

Portanto, o monitoramento da concentração de oxigênio dissolvido permite avaliar a

capacidade de um corpo d’água natural em manter a vida aquática, bem como os efeitos de

resíduos oxidáveis sobre águas receptoras e a eficiência do tratamento dos esgotos, durante

a oxidação bioquímica, consistindo no principal parâmetro de caracterização dos efeitos da

poluição das águas por despejos orgânicos. Segundo a Companhia Ambiental do Estado de

São Paulo, (2017):

O oxigênio proveniente da atmosfera dissolve-se nas águas naturais, devido à

diferença de pressão parcial.

(...)

A taxa de reintrodução de oxigênio dissolvido em águas naturais através da

superfície depende das características hidráulicas e é proporcional à velocidade,

sendo que a taxa de reaeração superficial em uma cascata (queda d’água) é maior

do que a de um rio de velocidade normal, que por sua vez apresenta taxa superior

à de uma represa, com a velocidade normalmente bastante baixa.

A solubilidade de oxigênio dissolvido também é influenciada pela temperatura, de

tal forma que a elevação da temperatura reduz a concentração de saturação. Ao nível do mar,

na temperatura de 20ºC, a concentração de saturação corresponde a 9,2 mg/L (VON

SPERLING, 1996).

Valores de OD superiores à saturação são indicativos da presença de algas

(fotossíntese), ao passo que valores inferiores à saturação, são indicativos da presença de

matéria orgânica. Em ambientes com teores de OD próximos a 4-5 mg/L, morrem os peixes

mais exigentes; com teores de 2 mg/L todos os peixes estão mortos e se o teor de OD atinge

0 mg/L tem-se condições de anaerobiose (VON SPERLING, 1996). A maioria das espécies

não resiste a concentrações de oxigênio dissolvido na água inferiores a 4,0 mg/L.

Considera-se, portanto, que águas limpas apresentam concentrações de oxigênio

dissolvido mais elevadas, acima de 5 mg/L, a menos que as condições naturais venham a

causar baixos valores deste parâmetro.

De acordo com a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (2017), a

fotossíntese de algas também é fonte de oxigênio nas águas, porém só é considerada

expressiva após a finalização do processo de decomposição da matéria orgânica pelas

bactérias e ação clarificadora dos protozoários, a partir de quando a penetração de luz se

49

torna possível. Por essa razão, não se espera a ocorrência de fotossíntese a jusante do

lançamento de esgotos, onde a turbidez e cor elevadas bloqueiam a passagem da luz.

Por outro lado, em corpos d’água ricos em nutrientes que apresentam crescimento

excessivo de algas (eutrofização), pode haver uma falsa indicação da concentração de

oxigênio dissolvido: no período diurno são obtidas concentrações de oxigênio superiores a

10 mg/L, característica de supersaturação, mesmo com temperaturas superiores a 20°C e, no

período noturno, quando não há fotossíntese, a respiração dos organismos faz com que as

concentrações de oxigênio diminuam bastante, podendo levar à morte de peixes.

Assim, temos que águas poluídas por esgotos apresentam baixa concentração de

oxigênio dissolvido, pois o mesmo é consumido no processo de decomposição da matéria

orgânica.

Pereira et al. (2007) constataram elevadas concentrações de DBO e DQO no Rio

Sauípe e, inversamente, baixas concentrações de oxigênio dissolvido associadas á

eutrofização das águas do rio, reflexo de uma alteração no fluxo normal (barramento) a que

foi submetido o rio para a construção de um clube balneário. De acordo com os autores, uma

vez quebrada a estabilidade do ecossistema, há uma maior produção de matéria orgânica em

relação à que é possível consumir e decompor, favorecendo o surgimento de algas

fitoplanctônicas e a consequente perda da biodiversidade.

2.6.2 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)

A matéria orgânica presente nos corpos d’água e nos esgotos é a causadora do

principal problema de poluição das águas, que consiste no consumo de oxigênio dissolvido

- OD pelos microorganismos durante os processos metabólicos de utilização e estabilização

da matéria orgânica.

De acordo com a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (2017), a Demanda

Bioquímica de Oxigênio (DBO) “é a quantidade de oxigênio necessária para oxidar a matéria

orgânica presente na água através da decomposição microbiana aeróbia para uma forma

inorgânica estável”, ou seja, corresponde à fração dos compostos biodegradáveis presentes

no efluente, muito útil para a avaliação e controle de poluição das águas (FOGAÇA, 2018).

Quanto maior o teor de DBO, mais oxigênio é necessário para oxidar a matéria

orgânica, de forma que não haverá oxigênio suficiente para a respiração dos peixes. Essa

situação favorece o crescimento de espécies anaeróbias, que sobrevivem sem oxigênio, em

50

detrimento das espécies aeróbias, agravado pela liberação de um odor desagradável

decorrente da formação de gases fétidos, indicando um elevado grau de poluição.

Andrade (2010) explica:

A oxidação total da matéria orgânica, também conhecida como mineralização,

gera produtos finais simples e estáveis (por exemplo: CO2, H2O, NO3-). Os

organismos decompositores, principalmente as bactérias heterotróficas aeróbias,

são capazes de oxidar a matéria orgânica como representado na equação abaixo:

matéria orgânica + O2 + bactérias CO2 + H2O + bactérias + energia

Segundo Kamiyama (1988), o processo de decomposição da matéria orgânica torna-

se constante a partir de 20 dias e envolve duas etapas segundo um mecanismo que é de

primeira ordem:

a) Matéria orgânica carbonácea - DBOU (primeira etapa): ocorre a conversão do carbono a

CO2 e do nitrogênio a amônia, ou seja, estabilização da matéria orgânica biodegradável.

Leva de 7 a 12 dias.

2 CH2(NH2)COOH + 3 O2 → 2 NH3 + 4 CO2 + H2O (Equação 3)

b) Matéria nitrogenada suscetível à oxidação microbiológica - DBON (segunda etapa): a

amônia é convertida sucessivamente em nitrito e nitrato pela ação de bactérias

nitrificadoras (nitrossomonas e nitrobacter).

2 NH3 + 3 O2 -----------------→ 2 HNO2 + 2 H2O (Equação 4)

2 HNO2 + ½ O2 -------------→ 2HNO3 (Equação 5)

A Figura 13 demonstra o comportamento da DBO em um ensaio de longa duração.

Figura 13 - Variação típica da DBO em ensaio de longa duração.

Fonte: adaptado de Dezotti (2008).

NITROSSOMONAS

NITROBACTER

MATÉRIA ORGÂNICA

CARBONÁCEA

51

Segundo Dezotti (2008) e Pivelli (2005), mantendo-se a temperatura de incubação

em 20ºC, a oxidação bioquímica de 95 - 99% dos compostos demora cerca de 20 dias, porém,

num período de 5 dias, entre 60 e 70% dos compostos (matéria carbonácea) já se oxidou. Os

autores salientam que à temperatura de 20ºC, a velocidade de reprodução das nitrobactérias

é muito baixa e só se torna mensurável entre 6 e 10 dias a 20ºC.

Ainda segundo Dezotti (2008), temperaturas elevadas favorecem as reações de

nitrificação, que correspondem à transformação de nitrogênio amoniacal a nitrito e,

posteriormente, a nitrato.

Por tais razões convencionou-se realizar o teste de DBO em apenas 5 dias numa

temperatura de incubação de 20°C é frequentemente usado e referido como DBO5,20ºC.

Kamiyama (1988) explica que nessas condições, o aumento na demanda de oxigênio

devido às reações de nitrificação é praticamente desprezível, visto que os microorganismos

nitrificadores (autotróficos) existem em pequenos grupos no esgoto não tratado, além de

apresentar baixas taxas de crescimento, por essa razão os produtos das reações de nitrificação

se processam a partir de determinado tempo de incubação. No entanto, quando presentes em

quantidades expressivas na amostra, as bactérias nitrificadoras afetam seriamente o resultado

da DBO5,20ºC, induzindo a falsas conclusões, razão pela qual é conveniente adicionar

produtos inibidores das bactérias nitrificadoras à amostra.

Kamiyama (1988) e Meneses (2006) também ponderam que a presença de metais

pesados, tais como cobre, zinco, mercúrio, cádmio, cromo e ferro, pode afetar tanto a fase

inicial, como a taxa de crescimento biológico inviabilizando a determinação da DBO5,20ºC.

Além disso, a presença de células mortas de algas confere à amostra uma DBO5,20ºC cerca de

4 vezes superior ao consumo inerente às algas vivas.

Segundo Von Sperling (1996) e Metcalf & Eddy (1991), a matéria carbonácea, tanto

em suspensão, como na forma dissolvida, divide-se nas seguintes frações: biodegradável e

não biodegradável, tendo como principais constituintes os compostos de proteína (40 a

60%), os carboidratos (25 a 60%), a gordura e os óleos (10%), além da uréia, surfactantes,

fenóis e pesticidas entre outros em menor quantidade.

Klein6 (1962, apud VON SPERLING, 1996) propõe que, na ausência de dados

específicos, a qualidade dos rios seja classificada em função das cargas de DBO5,20ºC (Quadro

7).

6 KLEIN, L. River Polution II. Causes and Effects. Butterworths Scientific Publications. v. 2, Londres,

1962 apud VON SPERLING, M. Introdução à Qualidade das Águas e ao Tratamento de Esgotos. 2. ed.

rev. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, 1996.

52

Quadro 7 - Valores de DBO5,20ºC em função das características do curso d’água.

Condições do Rio DBO5,20ºC - Rio

Bastante limpo 1 mg/L

Limpo 2 mg/L

Razoavelmente limpo 3 mg/L

Duvidoso 5 mg/L

Ruim > 10 mg/L

Fonte: Klein (19625, apud VON SPERLING, 1997).

Por sua vez, Valente (1997) salienta que a DBO5,20ºC “é um indicador estimativo, já

que as condições: turbulência das águas, aeração e insolação etc. não são consideradas”.

2.6.3 Demanda Química de Oxigênio e Biodegradabilidade

A análise da demanda química de oxigênio - DQO é empregada em paralelo à análise

da DBO5,20ºC, já que esta acusa apenas a fração biodegradável dos compostos orgânicos.

Consiste na oxidação da matéria orgânica, biodegradável ou não, por um agente

químico forte, o dicromato de potássio, que em uma reação catalisada oxida um número

maior de compostos do que o que ocorre na reação bioquímica. Assim, a DQO é a quantidade

de oxigênio que o efluente consumiria da água, se fosse possível mineralizar toda a matéria

orgânica. Altos valores de DQO podem indicar um elevado potencial poluidor

(COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2017).

Valente (1997) considera que a medida da DQO só é aplicável para concentrações

acima de 5 mgO2/L.

Tendo em vista que os resultados da DQO de uma amostra são maiores que os de

DBO5,20ºC, que corresponde à parcela biodegradável, à medida que os resultados dos dois

parâmetros se aproximam, mais biodegradável é o efluente. Tal informação é muito útil para

a definição do tipo de tratamento a ser adotado, sendo recomendada a adoção de tratamentos

biológicos nos casos de relações DQO/DBO5,20ºC equivalentes a 3/1. Por outro lado, valores

muito elevados desta relação são indicativos de que a fração biodegradável é pequena,

tornando inadequado o tratamento biológico em face do efeito tóxico sobre os

microrganismos exercido pela fração não biodegradável (COMPANHIA AMBIENTAL DO

ESTADO DE SÃO PAULO, 2017 e PIVELLI 2005).

53

De acordo com Jardim e Canela (2004), para um dado efluente:

DQO/DBO5,20ºC < 2,5 facilmente biodegradável;

2,5 < DQO/DBO5,20ºC < 5,0 exige cuidados na escolha do processo biológico para

que se tenha uma remoção desejável de carga orgânica;

DQO/DBO5,20ºC > 5 pouca chance de sucesso;

a oxidação química aparece como um processo

alternativo.

Figura 14 - Valores de DQO e DBO5,20ºC indicativos da tratabilidade de um efluente.

Fonte: Jardim e Canela (2004).

Para Von Sperling (1996), a relação entre os valores de DQO e DBO5,20ºC varia de

acordo com as características do esgoto à medida que passa pelas diversas etapas do

tratamento. Para águas residuais de origem doméstica, as relações entre DQO/DBO5,20ºC

variam de 1,7 a 2,4. Em um tratamento biológico a tendência é essa relação aumentar, devido

à redução da fração biodegradável.

Assim, quanto maior a eficiência do tratamento enzimático na remoção da matéria

orgânica biodegradável, maior será a relação entre os valores tratados de DQO e DBO5,20ºC

podendo chegar a 4,0 ou 5,0, quando comparados com os resultados brutos da relação DQO

e DBO5,20ºC. Segundo Von Sperling (2005), valores da razão DQO/DBO5,20ºC acima de 2,5

indicam conteúdo significativo de inertes ou material não biodegradável presente no resíduo.

Portanto, a ação natural da oxidação enzimática faz com que, nas águas naturais, a DBO5,20ºC

54

diminua mais rapidamente que a DQO, significando que, na natureza, a relação

DQO/DBO5,20ºC tende a aumentar com o tempo.

2.7 Fatores climáticos

De acordo com Barbieri (2007), a Região Sudeste apresenta características

climatológicas de transição entre os climas quentes de latitudes baixas e os climas

mesotérmicos do tipo temperado das latitudes médias, determinando grande sazonalidade,

com uma estação chuvosa (verão) e uma estação seca (inverno) bem definidas, de forma que

o trimestre dezembro-janeiro-fevereiro (DJF) é responsável por 60% da chuva anual.

Além disso, a região apresenta uma topografia bastante acidentada, com elevações

da Serra do Mar e da Mantiqueira, chegando acima de 2.000 m.

Utilizando dados de precipitação para toda a Região Sudeste do Brasil entre 1981 e

1996, Barbieri (2007) concluiu que a Região Sudeste apresenta uma precipitação

significativa a partir do meio de setembro, porém a data climatológica para o início e fim da

estação chuvosa, ocorre durante meio de outubro (pêntada 59) e final de março (pêntada 18),

identificando uma relação direta do início da estação chuvosa com a incursão de frentes frias

na região na Região Sudeste do Brasil.

Barbieri (2007) também observou durante a estação chuvosa a ocorrência de períodos

de diminuição da precipitação (breaks) com elevação das temperaturas a partir do início de

novembro.

Avaliando dados climatológicos de 1959 a 1998, obtidos pela Agência Nacional de

Energia Elétrica (ANEEL), Rao, Santo e Franchito7 (2001, apud BARBIERI 2007)

observaram que:

Na Região Sudeste do Brasil, 50% ou mais da chuva anual ocorre durante os meses

de dezembro, janeiro e fevereiro. Durante os meses de março, abril e maio a

Região Sudeste apresenta menos de 20% da chuva anual e durante os meses de

junho, julho e agosto a Região Sudeste mostra valores abaixo de 5% da chuva

anual; nos meses de setembro, outubro e novembro a quantidade de chuva começa

a aumentar nas Regiões Sul e Sudeste, chegando a 25% do total anual.

Em estudo referente às chuvas incidentes na área das bacias responsáveis pela

geração de energia elétrica na Região Sudeste com dados climatológicos da ANEEL de 1983

7 Rao, V. B.; Santo, C. E.; Franchito, S. H. Início da estação seca e chuvosa: São José dos Campos: INPE,

2001. 2 p.

55

a 1992, Rao, Santo e Franchito8 (2001, apud BARBIERI 2007) concluiram que o início da

estação chuvosa nesta área ocorre na terceira semana de novembro.

Por sua vez, Alves et.al. (2005) e Santos e Garcia. (2016) obtiveram evidências de

que as primeiras chuvas significativas, que prenunciam o início do período mais chuvoso na

Região Sudeste, ocorrem na pêntada 57 (08-12 de outubro), com um desvio padrão de ± 2

pêntadas.

Ao avaliar os dados diários de precipitação de 1979 a 1997 fornecidos pelo Instituto

Nacional de Meteorologia (INMET), Cavalcanti et al. (2001), mostraram que “há grande

variabilidade interanual com relação ao início da estação chuvosa na Região Sudeste, porém,

na média, esta ocorre no final de outubro e começo de novembro”.

Villaron e Fisch (2013) realizaram um estudo sobre o início da estação chuvosa na

região do Vale do Paraíba paulista, considerando os dados das estações meteorológicas do

Aeroporto Professor Urbano Ernesto Stumpf, no município de São José dos Campos, SP,

administrado pelo Comando da Aeronáutica (COMAER), e do posto meteorológico do

Departamento de Ciências Agrárias da Universidade de Taubaté (UNITAU), localizado em

Taubaté, SP. Como resultado, concluíram que no período de 1982-2010, em média, o início

da estação chuvosa, em Taubaté ocorreu entre 23 e 27 de outubro, e cinco dias mais tarde

em São José dos Campos (entre 28 de outubro e 01 de novembro). Essa diferença foi

atribuída pelos autores a fenômenos atmosféricos locais relacionados às características

topográficas, como os de origem convectiva, em especial nos meses de março e novembro.

Segundo o Instituto Nacional de Meteorologia (2017), historicamente, o início do

período chuvoso no Centro-Sul e Oeste mineiro se estabelece na segunda quinzena do mês

de outubro, quando as pancadas de chuvas se tornam mais frequentes, e o trimestre

novembro a janeiro costuma ser o mais chuvoso do ano, favorecendo a recuperação dos

reservatórios hídricos na Região Sudeste.

No entanto, nas últimas estações chuvosas observou-se grande irregularidade na

distribuição das chuvas, assim como, no início do período chuvoso. De acordo com o

Instituto Nacional de Meteorologia (2017): em Minas Gerais, “a última estação chuvosa que

apresentou volume e distribuição das chuvas próximas ao normal foi a estação chuvosa

compreendida entre outubro/2010 a março/2011; portanto, das últimas 10 estações chuvosas,

4 foram muito irregulares em todo o Estado”. Porém, nos últimos anos, passou a ser comum

8 Rao, V. B., Santo, C. E., Franchito, S. H.,: A diagnosis of rainfall over South America during the 1997/98 El

Niño event. Part I: Validation of NCEP/NCAR reanalysis rainfall data. Journal of. Climate, v. 15, n. 5, p.

502-511, 2002

56

a ocorrência de veranicos entre os meses de janeiro e fevereiro, ocasionando ondas de calor,

com temperaturas elevadas em todas as regiões mineiras. Além dos baixos volumes de chuva

registrados no período de outubro de 2013 a março de 2014, verificou-se o prolongamento

da transição e/ou atraso no início do período chuvoso, caracterizado pelo pequeno número

de dias chuvosos no mês de novembro. Dezembro foi o único mês chuvoso da estação. A

escassez de chuva em janeiro e fevereiro de 2014 nas Regiões Sudeste e Centro-Oeste do

País, levou à crise hídrica no final da estação seca (segundo semestre) daquele ano.

Os resultados dos trabalhos mencionados acima estão compilados no Quadro 8.

Quadro 8 - Comparação entre os trabalhos sobre o início da estação chuvosa com a utilização

de dados pluviométricos.

TRABALHO ÁREA ESTUDADA PERÍODO

ESTUDADO

INÍCIO DA ESTAÇÃO

CHUVOSA

Rao, Santo e Franchito (2001) Região Sudeste 1983-1992 Terceira semana de

novembro

Alves et al. (2005) Região Sudeste 1979-1997 08 a 12 de outubro

Barbieri (2007) Região Sudeste 1981-1996 18 a 22 de outubro

Cavalcanti et al. (2001) Região Sudeste 1979-1997 Fim de outubro- início

de novembro

Villaron e Fisch (2013) Vale do Paraíba

(Taubaté)

1982-2010 23 e 27 de outubro

Santos e Garcia (2016) Minas Gerais Jan/1998 - Dez/2012 08 a 12 de outubro

INMET (2017) Minas Gerais Série histórica 2ª quinzena de outubro

Fonte: Arquivo pessoal.

De acordo com Guimarães (2015):

A Zona de Convergência do Atlântico Sul - ZCAS pode ser considerada como o

principal sistema de grande escala responsável pelo regime de chuvas sobre o

Brasil durante o verão astral, que vai de outubro a março. Este sistema influencia

um padrão de dipolo entre anomalias de precipitação nas regiões sul e sudeste do

país.

Visando caracterizar a qualidade da água do Rio Paraíba do Sul quanto às variáveis

físicas, químicas, biológicas e ecotoxicológicas em seu trecho médio superior durante as

estações seca e chuvosa entre os meses de agosto de 2013 e agosto de 2014, Queiroz, Silva

e Paiva (2017) observaram que, além de alterar as características da água do Rio Paraíba do

Sul, as chuvas atuam como um agente intensificador de impactos, evidenciados pela

ocorrência de efeitos tóxicos tanto agudo, como crônico, somente no período chuvoso; os

parâmetros DBO, clorofila- e sólidos totais também se mostraram influenciados pelas

chuvas, apresentando correlação positiva com o aumento da precipitação, enquanto que o

57

teor de oxigênio dissolvido apresentou correlação negativa. Os resultados demonstraram que

a chuva promoveu o arraste de compostos tóxicos para a coluna d’água, podendo causar

prejuízos à biota aquática.

2.8 Crise hídrica

Na região Sudeste, no primeiro trimestre de 2015, os níveis dos reservatórios

atingiram o limite, chegando a ser utilizado o volume morto. As empresas se adequaram à

situação e passaram a reutilizar a água, assim como parte da população. As lavouras de café,

frutas e também a pecuária leiteira e de corte apresentaram sérios prejuízos econômicos. Aos

usuários dos recursos hídricos foram impostas medidas de racionamento, visto que vários

reservatórios já estavam operando com seus volumes reduzidos. Em alguns Estados,

nascentes e rios secaram e peixes morreram, tornando evidente a falta de aplicação dos

instrumentos de gestão e ressaltando a fundamental importância da implantação dos

instrumentos de gestão da politica de recursos hídricos: outorga, cobrança, sistema de

informações, planos de bacias e plano estadual. (GUIMARÃES, 2015).

Um estudo da Agência Nacional de Águas (2015) sobre o comprometimento quali-

quantitativo em todas as regiões hidrográficas brasileiras no ano de 2012, identificou os

trechos críticos de rios federais na região Atlântico Sudeste, incluindo a região do Vale do

Paraíba paulista em destaque na Figura 15.

Figura 15 - Balanço hídrico quali-quantitativo nas bacias hidrográficas da RH Atlântico

Sudeste no período .

Fonte: adaptado de Agência Nacional de Águas (2015).

58

Na avaliação de Leite (2017), o agravamento e a complexidade da crise da água são

devidos aos problemas relacionados à disponibilidade, à intensa urbanização, à

contaminação dos recursos hídricos por lançamentos de efluentes, ao aumento da demanda

para abastecimento por parte das atividades econômicas e ao consumo residencial.

Enfim, os abusos decorrentes do mau uso da água pelas atividades econômicas e pela

população podem comprometer a sobrevivência das gerações futuras, dada a fundamental

importância da água para a manutenção da vida na superfície terrestre.

Otto et al. (2015) consideram que um dos principais fatores para o estabelecimento

da condição crítica de déficit hídrico observado em 2014/2015 na região deve-se à

quadruplicação da população a partir de 1960 e o consequente aumento do consumo de água

na região metropolitana de São Paulo.

Na opinião de Marengo et al. (2015) e Coelho et al. (2016), a crise hídrica é o

resultado da combinação do expressivo crescimento da demanda de água e dos baixos

índices pluviométricos, principalmente durante os verões de 2013-2014 e 2014-2015 (Figura

16), aliados à ausência tanto do planejamento adequado para o gerenciamento do recurso

hídrico, quanto da consciência coletiva dos consumidores brasileiros para o uso racional da

água, embora a Região Sudeste do Brasil já tenha experimentado secas sazonais intensas,

como em 1953, 1971 e 2001.

Figura 16 - Séries temporais da população da região metropolitana de São Paulo

(linha vermelha) para o período 1960-2012, estimativa do consumo

de água no período 1960-2010 (linha azul escuro), e consumo real

de água no período 1999-2013 (linha azul claro) na região

metropolitana de São Paulo.

Fonte: Coelho (2016)

De acordo com a Agência Nacional de Águas (2014b), de fato, já se observava desde

2012 uma gradativa e intensa redução nos índices pluviométricos em algumas regiões do

59

país, especialmente no semiárido brasileiro e nas regiões metropolitanas mais populosas e

com maior demanda hídrica (São Paulo e Rio de Janeiro), destacando-se o ano de 2014 pela

seca extrema na região Sudeste, com probabilidades de ocorrência inferiores a 1% (tempo

de retorno superior a 100 anos), conforme demonstrado na Figura 17.

Figura 17 - Criticidade das chuvas de janeiro a março entre 2012 e 2014 na região Sudeste.

Fonte: Agência Nacional de Águas (2014b).

O efeito sobre as bacias de contribuição dos principais reservatórios de

abastecimento urbano da região Sudeste, como é o caso dos sistemas do Paraíba do Sul e

Cantareira, impediu a recuperação dos níveis dos reservatórios. Levando em conta que

grande parte das estações de monitoramento registrou seca com período de retorno superior

a 100 anos, é possível classificar esse evento como “raro”.

Rocha, et al. (2017) reavaliaram os padrões de seca meteorológica e hidrológica na

área do Sistema Cantareira, entre 2010 e 2016, utilizando dados de precipitação diária das

estações pluviométricas operadas pelas agências ANA, DAEE e CEMADEN, de forma a

obter um único índice pluviométrico. Entre 2010 e 2012, os dados de precipitação anual total

(Figura 18a) mantiveram-se próximos à média (94%, 99% e 98%), caindo sensivelmente em

2013 e 2014 (81% e 61%). A partir de 2015 e em 2016 os acumulados anuais voltaram a

aproximar-se da média (97%).

Considerando como referência o ano de 2010 (quando o reservatório do Sistema

Cantareira atingiu seu nível máximo), verifica-se que o desvio acumulado de chuva mensal

(Figura 18c) manteve-se praticamente inalterado até janeiro/2011, a partir de quando se

observa uma acentuada queda, chegando a atingir no mês de janeiro, para os anos de 2012 a

2015, respectivamente, os totais de -10%, -15%, -40% e -80% da chuva anual

climatológica. Em janeiro 2016, houve a recuperação do volume de chuvas e o desvio

acumulado retrocedeu para -70%.

60

Figura 18 - a) Precipitação mensal observada (barras claras) e climatológica (barras escuras),

em mm/ mês, com a porcentagem da climatologia anual atingida indicada acima

de cada ano;

b) Desvio (diferença) entre precipitação observada e climatológica, em mm/mês.

Todos os itens foram estimados entre janeiro de 2010 a dezembro de 2016;

c) Desvio acumulado dos valores do item b, em mm, em que as linhas pontilhadas

representam frações da chuva anual climatológica. Todos os itens foram

estimados entre janeiro de 2010 a dezembro de 2016.

Fonte: adaptado de Rocha (2017).

A redução nos valores das vazões médias mensais do Reservatório de Paraibuna

(principal reservatório de armazenamento de água do Sistema Hidráulico do Rio Paraíba do

Sul) reflete a escassez de chuvas verificada na Região Sudeste desde 2014, conforme

demonstrado na Figura 19.

Figura 19 - Vazões mensais afluentes ao reservatório Paraibuna.

Fonte: ANA/DAEE9 (2015 apud Agência Nacional de Águas, 2014b).

9 Bol. Diário ANA/DAEE de monitoramento do Sistema Cantareira - Situação do Sistema Equivalente -

24/02/2015

61

Marengo et al. (2016) também constataram haver um acentuado declínio a partir de

2012, sendo o ano de 2014 o menos chuvoso de toda a série histórica disponível, conforme

Figura 20.

Figura 20 - Série temporal de chuva acumulada na Região Sudeste do Brasil durante o

período de outubro a março desde 1962 até 2014.

Fonte: Marengo et al. (2016).

Nobre et al. (2016) e Coelho et al. (2016) também reportaram a indicação de uma

progressiva redução da chuva anual a partir de 2011 até 2015, que atingiu o máximo em

2014, observando expressivas anomalias negativas a partir do verão de 2011/2012 e,

particularmente, 2013/2014.

A Figura 21 permite identificar com a devida clareza que o déficit de precipitação

atmosférica acumulada foi mais acentuado nos verões 2011/2012 e 2013/2014.

Figura 21 - Série temporal dos dados de precipitação atmosférica acumulada (em mm) para

o período de dezembro a março de 1961/1962 até 2014/2015 na região Sudeste do

Estado de São Paulo. A primeira barra representa a precipitação acumulada para

o período dezembro de 1961 a março de 1962 e a última barra para o período de

dezembro de 2014 a março de 2015. A linha sólida negra representa a média

climatológica, enquanto as linhas tracejadas representam os tercis inferior e

superior calculados para o período 1981-2010.

Fonte: Coelho et al. (2016).

62

Segundo Guimarães (2015), em dezembro de 2013 e entre 2014 e 2015, foi registrada

a ocorrência de dois fenômenos na região Sudeste do Brasil: Zona de Convergência do

Atlântico Sul - ZCAS e Alta Subtropical do Atlântico Sul - ASAS, respectivamente, aos

quais a autora atribui a responsabilidade por provocar a crise hídrica que afetou os Estados

de São Paulo, Rio de Janeiro, Espírito Santo e Minas Gerais.

Um dos fatores que contribuiu para o déficit expressivo de precipitação durante o

verão 2013-2014 foi o término exageradamente antecipado da estação chuvosa.

Para a análise das referidas alterações climáticas, a autora fez uso de registros

pluviométricos das estações do INMET relativos aos períodos de outubro de 2013 a março

de 2014 e de outubro de 2014 a março de 2015, evidenciando que todo o ciclo hidrológico

ficou comprometido durante a permanência do fenômeno climático da ASAS, afetando os

recursos hídricos e suas respectivas bacias hidrográficas.

De acordo com Guimarães (2015):

O fenômeno ASAS ocorreu em decorrência da atuação de uma extensa massa de

ar seco e quente que permaneceu estacionada sobre boa parte do território

brasileiro nas primeiras semanas de 2014, a chamada Alta Subtropical do Atlântico

Sul - ASAS (bloqueio atmosférico que impede o avanço de frentes frias sobre o

Sudeste brasileiro e consequentemente inibe a formação da ZCAS - canal de

umidade organizado em associação à umidade proveniente da Amazônia

encarregado da ocorrência de chuvas regulares em quase todo o Centro-Sul do

país).

Coelho et al. (2016) realizaram um diagnóstico climático da precipitação observada

em São Paulo durante os verões 2013/2014 e 2014/2015, evidenciando que o período entre

dezembro/2013 e março/2014 correspondeu ao verão mais seco da história, com acúmulo de

apenas 439 mm. O verão seguinte, ainda apresentou baixa pluviosidade nos meses de

dezembro/2014 e janeiro/2015, porém em fevereiro e março de 2015 os valores observados

se aproximaram da média climatológica, conforme representado na Figura 22.

Os autores também calcularam os índices padronizados de precipitação para os

verões de dezembro de 2013 a março de 2014 e de dezembro de 2014 a março de 2015,

encontrando valores correspondentes a -3.66 e -1.47, respectivamente, que segundo a tabela

de classificação de severidade de seca da agência Americana (NOAA) representam, de fato,

um evento excepcionalmente seco em 2013/2014 e muito seco em 2014/2015.

63

Figura 22 - Gráfico de caixas da precipitação mensal (mm) usando dados históricos

do período 1981-2010 para a região Sudeste do Estado de São Paulo.

Fonte: Coelho et al. (2016).

Piza (2016) ressalta que a queda dos volumes pluviométricos implica na diminuição

da diluição de efluentes agrícolas e domésticos não tratados que atingem os reservatórios,

provocando um processo acelerado de eutrofização. Por sua vez, os efluentes são ricos em

nutrientes (compostos de nitrogênio e fósforo) responsáveis pela formação de cianobactérias,

que liberam substâncias tóxicas e impedem a entrada de luminosidade nas camadas

profundas do reservatório, interferindo no teor de oxigênio que mantém o equilíbrio dos

ecossistemas aquáticos. Por fim, ao longo dos anos, essas alterações contribuíram para a

diminuição do aporte hídrico aos reservatórios e aumento da poluição dos recursos hídricos

da região Sudeste.

A Agência Nacional de Águas (2017) pondera que em situações de escassez

prolongada, os critérios estatísticos utilizados para emissão de outorgas podem ser

excessivamente otimistas e insuficientes para minimizar o colapso dos mananciais, caso não

seja efetivada a recarga prevista ao final do período mais chuvoso do ano. Assim, as causas

da crise hídrica não podem ser atribuídas somente às menores taxas pluviométricas

verificadas nos últimos anos, pois outros fatores relacionados à garantia da oferta de água e

à gestão da demanda de água são importantes para agravar ou atenuar sua ocorrência. Além

disso, a compreensão das causas da ocorrência dos baixos índices de precipitação e da

dinâmica tendencial interanual da chuva ainda é imprecisa devido, principalmente, ao curto

período de observações dessas anomalias.

64

2.9 Critérios estatísticos

Na maioria das vezes, as decisões governamentais em qualquer esfera (federal,

estadual ou municipal) envolvem altos custos, bem como a segurança e a saúde das pessoas,

razões pelas quais as instituições, com frequência, recorrem à análise estatística visando

obter suporte para decisões acertadas, já que somente a experiência e conhecimentos

específicos não são suficientes (IGNÁCIO, 2010, JESUS, 2007).

Definida como uma ciência que interpreta o comportamento de uma população de

amostras referentes a um fenômeno específico, a análise estatística tem como finalidade

produzir um diagnóstico baseado em um nível de confiança e margem de erro aceitáveis,

extremamente útil para a tomada de decisões acertadas.

Por princípio, os procedimentos estatísticos visam à medição do erro que existe na

estimativa de quanto uma amostra representa adequadamente a população da qual foi

extraída. É o erro inerente à amostra que define a qualidade da observação e do experimento.

Na opinião de Santa Rosa (2016), é possível utilizar o procedimento estatístico como

uma ferramenta na avaliação ambiental dos rios e reservatórios a fim de determinar a

qualidade dos mesmos e, assim, obter subsídios para a definição das medidas

administrativas, ambientais e de saúde pública mais adequadas.

Entretanto, deve-se considerar que as exigências físico-químicas e biológicas são

diferentes de acordo com cada uso da água e, por isso, diz-se que a qualidade da água tem

caráter relativo (FREITAS, 2015).

2.9.1 Análise descritiva

Lembrando que a qualidade aumenta à medida que a variabilidade do processo

diminui, ao se pretender avaliar a qualidade de um rio é imprescindível conhecer a

variabilidade intrínseca, ou seja, a “variabilidade natural”, que pode ser determinada com

base em medidas específicas, dentre as quais destacam-se as medidas de tendência central

(média, mediana e moda) e de variabilidade (desvio-padrão, variância e amplitude), que

compõem o campo da estatística descritiva, apresentadas de forma resumida no Quadro 9.

A aplicação de gráficos e tabelas permite uma melhor interpretação do

comportamento dos dados populacionais ou amostrais através da medidas de tendência

central e medidas de variabilidade.

https://pt.wikipedia.org/wiki/Amostra

https://pt.wikipedia.org/wiki/Popula%C3%A7%C3%A3o

https://pt.wikipedia.org/wiki/Qualidade

65

Quadro 9 - Quadro-resumo das medidas de posição e de dispersão mais utilizadas.

MEDIDAS DE

TENDÊNCIA

CENTRAL

Média: �̅� =

∑ 𝑥𝑖𝑛𝑖=1

𝑛

(Equação 6)

Mediana: - é o valor que ocupa a posição central de um conjunto de

dados ordenados.

MEDIDAS DE

VARIABILIDADE

Variância: 2 =

∑(𝑥 − 𝜇)2

𝑁

(Equação 7)

Desvio padrão: 𝜎(𝑋) = √𝜎2 (Equação 8)

FORMAS

GRÁFICAS DE

APRESENTAÇÃO

DOS DADOS

Histograma: - dá uma ideia da distribuição de probabilidade ou

densidade de seus dados.

Diagrama de caixa:

(Box plot)

- permite avaliar se os grupos possuem a mesma

distribuição ou se estão concentrados em torno de uma

mesma média ou mediana;

- indica, graficamente, a mediana, os percentis e “outliers”

(*) do processo; na caixa estão representados 50% dos

dados.

Gráfico de pontos:

(Dot plot)

- permite visualizar a distribuição dos dados quando se tem

poucas observações.

Gráfico de Intervalos:

(Interval plot)

- apresenta a faixa de valores (intervalo de confiança) que

tende a incluir a média da população;

- geralmente, quanto maior o tamanho amostral, menor e

mais preciso é o intervalo de confiança.


Em que:

�̅� = média amostral

μ = média populacional

2 = variância populacional

xi = cada observação do conjunto de dados

N = número de observações

2.9.2 Análise inferencial

Os métodos de análise inferencial permitem entender e interpretar o comportamento

da população objeto do estudo com base nos dados obtidos referentes às amostras coletadas,

visando à:

comparação entre grupos: o efeito de diferentes tratamentos sobre amostras semelhantes;

avaliação da associação de variáveis: influência de uma característica sobre outra;

medida da variabilidade dos dados: influência de fatores externos.

66

O Quadro 10, a seguir, relaciona os principais resultados obtidos em cada situação

de comparação.

Quadro 10 - Finalidades dos testes de inferências.

SITUAÇÃO DE COMPARAÇÃO: FINALIDADE:

Amostra de uma única população: - obter intervalo de confiança ou executar teste de hipótese sobre

a média dessa população baseados na estatística t.

Duas amostras de populações

independentes:

- realizar o teste t de comparação de médias para amostras

independentes.

Duas amostras pareadas

(ou relacionadas):

- utilizar o teste t de comparação das médias.

Três ou mais amostras de populações

independentes:

- comparar as médias das populações através da Análise de

Variância em classificação simples (OneWay ANOVA).

Correlação linear de Pearson: - teste de significância do coeficiente de correlação.

Regressão linear - os resíduos do modelo devem obedecer à distribuição Normal.


Há duas categorias de métodos de análise inferencial: estimação (pontual ou

intervalar) e testes de hipóteses.

A estimação pontual destina-se a obter um único valor numérico que seja próximo

do verdadeiro valor do parâmetro, enquanto que a estimação intervalar pretende obter uma

faixa de valores que tem alta probabilidade de conter o verdadeiro valor do parâmetro.

Por sua vez, os Testes de Hipóteses são aplicados com a finalidade de rejeitar, ou

não, uma afirmação relativa a um parâmetro populacional desconhecido, tendo por base as

informações fornecidas por uma amostra aleatória.

Nesse sentido, é imprescindível identificar qual é a distribuição populacional que

mais se aproxima do comportamento exibido pelos dados a fim de obter conclusões

referentes à população.

Fundamental para a análise inferencial, o Teorema do Limite Central diz que quando

a distribuição dos dados é simétrica e o tamanho amostral é suficientemente grande, a

distribuição da média é uma distribuição aproximadamente normal (RODRIGUES, 2011), o

que equivale a dizer que, conforme o número de dados aumenta, a média dos dados se

posiciona segundo uma distribuição normal, ou seja: a média, a mediana e a moda assumem

valores coincidentes ou muito próximos.

67

Assim, a aplicação de boa parte dos métodos inferenciais existentes requer que os

dados representem populações que sigam a distribuição normal, conforme explicam Torman

et al. (2012).

De acordo com Cézar (2016), embora nem sempre uma amostra de dados reais se

ajuste a uma distribuição normal teórica, geralmente é possível obter uma boa aproximação

que possibilite fazer inferência de probabilidades conhecendo-se somente as estimativas

amostrais da média (µ) e desvio padrão (σ), desde que a área sob a curva seja

matematicamente conhecida.

Para que os resultados de uma análise de frequência, que inclui testes de hipóteses,

estimação de parâmetros, cálculo de quantis e testes de aderência, sejam teoricamente

válidos, a série de dados analisada deve atender a certos critérios estatísticos, tais como

aleatoriedade, independência, homogeneidade e estacionariedade. Porém, com frequência,

os dados ambientais são assimétricos e, muitas vezes, apresentam a necessidade de medir

mais de uma variável ao mesmo tempo (OLIVEIRA, 2006).

De acordo com Oliveira (2006), a dificuldade de adotar as distribuições tradicionais,

como a normal, reside no fato de que, muitas vezes, os dados ambientais violam as condições

de independência, aleatoriedade e simetria, pois podem apresentar características que

requerem tratamento especial, tais como:

presença de valores atípicos;

vários erros de medições;

variância não constante;

períodos com ausência de dados;

distribuição assimétrica;

correlação serial (dados não independentes);

relações complexas de causa e efeito;

variáveis não medidas;

mudanças nos métodos de medição, causando eventual heterogeneidade nos dados

amostrais;

alteração nos pontos de monitoramento;

alteração nos procedimentos de amostragem

Em seu estudo, antes da utilização dos testes de normalidade e aderência, Oliveira

(2006) aplicou aos conjuntos de dados alguns testes usualmente empregados na hidrologia

estatística para testar estas características:

teste de Wald-Wolfowitz: utilizado para verificação da independência;

68

teste de Spearman: para verificar a estacionariedade;

teste de Kolmogorov-Smirnov para duas amostras: foi aplicado para comprovar a

homogeneidade dos dados.

testes “Runs above and below the median” e “Runs up and down”, aliados ao teste de

autocorrelação “Box-Pierce”, disponibilizados pelo “software” STATGRAPHICS

Centurion XV: verificação do atributo de aleatoriedade.

A autora observou que a maioria dos resultados que apontaram independência entre

os dados dos constituintes presentes nos esgotos brutos e tratados foram observados na faixa

de frequência de amostragem acima de quinzenal, como pode ser melhor observado pelos

gráficos apresentados na Figura 23.

Figura 23 - Percentual de dados independentes, considerando as frequências de

monitoramento.

Fonte: Oliveira (2006).

É importante lembrar que, dentre os vários parâmetros de emissão regulados pela

legislação vigente, alguns são influenciados por outros fatores ambientais comuns. Em face

disso, é necessária a utilização de espaçamentos maiores entre as amostragens para garantir

a independência das observações com maior margem de segurança (FOLLADOR, 2010).

A medida das perturbações que ocorrem num determinado momento e que são

capazes de influenciar as que ocorrem em outro é denominada autocorrelação.

Pimentel (2013) avaliou o efeito de uma possível redução na frequência de

amostragem sobre os padrões de agrupamento e concluiu ser possível considerar a redução

da frequência de amostragem nos monitoramentos de interesse ambiental.

Oliveira (2006) também salientou que, no caso de dados provenientes de processos

de tratamento de esgotos, espera-se obter assimetrias positivas já que não existem valores

negativos para concentrações afluentes ou efluentes e não existem limites inferiores para

69

estes dados. De fato, os dados provenientes de estações de tratamento de esgotos

demonstraram não atender às hipóteses fundamentais da análise de frequência, tendo sido

necessária a aplicação de vários testes estatísticos para a determinação do modelo

distributivo que melhor descrevesse o comportamento dos dados. Como resultado, a

distribuição lognormal mostrou ser a mais adequada para representar o comportamento dos

dados dos diversos constituintes, graças a um maior percentual de ajuste entre os conjuntos

de dados disponibilizados pelas ETEs estudadas.

Ainda de acordo com Oliveira (2006), dentre as distribuições que apresentam

assimetria positiva mais frequentemente usadas, destacam-se as distribuições lognormal e

gama, sendo que a primeira fornece um melhor ajuste dos dados assimétricos a uma

distribuição normal, utilizando uma simples transformação logarítmica destes. Além disso,

as flutuações a partir da média são proporcionais e não aditivas e esta propriedade

reprodutiva multiplicativa é uma característica da distribuição lognormal.

A partir do conhecimento do comportamento das concentrações efluentes, foi

possível à autora calcular os valores dos coeficientes de confiabilidade (CDC) para todas as

ETEs analisadas em seu trabalho e, com os resultados obtidos, determinar as concentrações

de projeto que seriam necessárias para o alcance de vários padrões ou metas especificados.

Também foram determinados os percentuais de atendimento e de violação a um determinado

padrão de lançamento, considerando-se um nível de confiança pré-estabelecido e as

condições de operação de cada ETE. Por fim, a autora recomendou a avaliação da utilização

da metodologia de “benchmarking” para caracterização do desempenho das estações de

tratamento.

2.9.2.1 Teste de normalidade dos dados

A hipótese de normalidade pode ser testada tanto por meio da análise visual de alguns

gráficos (histogramas ou gráficos quantil-quantil), como também através de testes não

paramétricos de aderência.

O histograma indica se os dados se alinham sob a forma de sino, característica da

distribuição normal. Já o gráfico Q-Q plot (quantil-quantil) relaciona os dados observados

versus valores esperados para a distribuição normal; diz-se que os dados apresentam boa

“aderência” quando os pontos se alinham formando uma reta (TORMAN et al., 2012).

Por sua vez, os testes não paramétricos de aderência permitem obter um resultado

mais objetivo, tornando mais fácil e segura a tomada de decisão.

70

O teste Anderson-Darling tem por princípio comparar o p-valor dos testes ao nível

de significância adotado: se o p-valor do teste for menor que o nível de significância, rejeita-

se a hipótese de normalidade. A estatística de Anderson-Darling também pode ser aplicada

na comparação do ajuste de várias distribuições a fim de determinar qual deles é o melhor:

terá o melhor ajuste a distribuição que apresentar o menor valor.

O Minitab 17 calcula a estatística de Anderson-Darling usando a distância ao

quadrado ponderada entre a linha ajustada do gráfico de probabilidade (com base na

distribuição escolhida e usando o método de estimativas de máxima verossimilhança ou

estimativas de mínimos quadrados) e a função de etapa não-paramétrica. O cálculo é

ponderado mais fortemente nas caudas da distribuição.

No caso de amostras pequenas, Torman et al. (2012) observaram que o desempenho

dos testes não-paramétricos de aderência à distribuição normal foi muito ruim. Por essa

razão, os autores concluíram que, quando o tamanho das amostras é menor ou igual a 10, é

mais conveniente dispensar a análise da normalidade dos dados e realizar, diretamente, a

comparação das situações por meio da análise não-paramétrica, já que essa metodologia

dispensa qualquer pressuposição quanto à distribuição dos dados.

2.9.2.2 Testes de igualdade de variâncias

Os testes de igualdade de variâncias são aplicados para determinar se as variâncias

ou os desvios padrão de dois ou mais grupos são diferentes, conforme exemplificado na

Figura 25 e Quadro 13.


entre variâncias de duas ou mais amostras.


71

Quadro 11 - Principais testes de igualdade de variâncias

TESTE FINALIDADE ESTATÍSTICA

Teste “F” - Quando os dados são de distribuições normais. 𝐹 =

𝑆12

𝑆22

(Equação 9)

Teste

“Levene”

- Considera as distâncias das observações da

mediana da amostra em vez da média da amostra.

- O uso da mediana da amostra, em vez da média

da amostra, torna o teste mais robusto para

amostras de menor dimensão e torna o

procedimento assintoticamente livre de

distribuição.

𝑆𝑖2 =

∑ (𝑋𝑖𝑗 − �̅�)2𝑛𝑖𝑗=𝑖

(𝑛𝑖 − 1)

(Equação 10)

Teste

“Bartlett”

- Calcula a média aritmética ponderada e a média

geométrica ponderada de cada variância da

amostra com base nos graus de liberdade.

- Quanto maior a diferença nas médias, maior é a

probabilidade de variâncias das amostras não

serem iguais.

𝐵 =

(∑ 𝑣𝑖) ∙ 𝑙𝑛 (∑ 𝑣𝑖𝑆𝑖

2

∑ 𝑣𝑖) − ∑ 𝑣𝑖𝑙𝑛𝑆𝑖

2

1 +[∑ (

1𝑣𝑖

) −1

∑ 𝑣𝑖]

[3 ∙ (𝑘 − 1)]

(Equação 11)

Fonte: adaptado de MINITAB (2018)10.

2.9.2.3 Correlação

A análise de correlação possibilita explicar como uma variável se comporta ao

mesmo tempo em que outra está variando e, assim, identificar qual a relação entre suas

variabilidades.

O relacionamento entre as variáveis pode ocorrer de diferentes maneiras: seja de

forma linear (quando os dados ajustam-se a uma reta), seja de forma não-linear.

Além da questão da linearidade entre as variáveis, há outras situações que afetam o

relacionamento entre as mesmas, tais como: uma das variáveis não é contínua ou o número

de dados é muito pequeno. Assim, cada situação requer uma medida adequada da associação

entre as variáveis.

A medida da influência de uma variável sobre outra é dada pelo coeficiente de

correlação, que permite quantificar a relação entre as variáveis.

Follador (2010) lembra que a presença da autocorrelação interfere no desempenho

dos gráficos de controle, pois as causas especiais e comuns do processo podem vir a ser

confundidas. Por isso, para o uso e aplicação de cartas de controle, os dados devem

10 MINITAB. Métodos e fórmulas para Teste de igualdade de variância. Disponível em:

< https://support.minitab.com/pt-br/minitab/18/help-and-how-to/modeling-statistics/anova/how-to/test-for-

equal-variances/methods-and-formulas/methods-and-formulas/> Acesso em 25 mar. 2018.

https://support.minitab.com/pt-br/minitab/18/help-and-how-to/modeling-statistics/anova/how-to/test-for-equal-variances/methods-and-formulas/methods-and-formulas/

https://support.minitab.com/pt-br/minitab/18/help-and-how-to/modeling-statistics/anova/how-to/test-for-equal-variances/methods-and-formulas/methods-and-formulas/

72

apresentar independência entre si, sendo fundamental a investigação da autocorrelação do

grupo de informações.

Em seu trabalho, Follador (2010) observou alta correlação entre as variáveis DQO e

DBO.

Oliveira (2014) estudou o grau de correlação entre os parâmetros da qualidade da

água e a precipitação mensal no Baixo Rio Jari, AP, utilizando o teste estatístico de

correlação de Spearman por meio do Software Statistica 6.0, e concluiu que apenas

parâmetros Cor, Ferro, Coliformes Totais e Escherichia coli sofrem influência significativa

da precipitação. A autora pondera que a concentração de Oxigênio Dissolvido na água

observada no segundo semestre de 2010, durante a estiagem, pode ser influenciada pelos

aumentos das concentrações de matéria orgânica biodegradável (DBO) e da temperatura no

período da estiagem devido à maior intensidade de radiação solar sobre o corpo d’água,

responsável pela redução de sua solubilidade.

Uma importante conclusão de seu trabalho é que somente foi possível utilizar a

Matriz de Spearman porque entre 2009 e 2010 as precipitações foram consideradas

climatologicamente normais, condição necessária para afirmar se a explicabilidade (R2) da

variação dos parâmetros com a precipitação é, de fato, significativa, de forma a tornar a

análise dos indicadores mais confiável em relação ao monitoramento e, consequentemente,

mais útil como subsídio ao gerenciamento de riscos, planejamento de recursos hídricos e

monitoramento de variáveis sanitárias.

2.9.2.3.1 Coeficiente de correlação de Pearson

O método mais conhecido para a estimativa da correlação entre duas variáveis

quantitativas é o do Coeficiente de Correlação Linear de Pearson (r) que, como o próprio

nome diz, parte do pressuposto de que o relacionamento entre duas variáveis aleatórias é

linear. Outra condição é que as duas variáveis apresentem uma distribuição normal de dados,

principalmente quando o tamanho amostral for pequeno.

O grau de correlação é expresso em valores situados entre -1 e 1. Um coeficiente de

correlação próximo de zero indica que não há relação entre as duas variáveis, e quanto mais

eles se aproximam de 1 ou -1, mais forte é a relação11.

11 LAURETTO, M. S. Estatística Descritiva Básica: Medidas de Associação. [email protected].

Disponível em: http://www.each.usp.br/lauretto/ACH0021_2015/aula07.pdf. Acesso em: 1 mar. 2018.

mailto:[email protected]

http://www.each.usp.br/lauretto/ACH0021_2015/aula07.pdf

73

𝑟𝑋𝑌 =𝑆𝑋𝑌

𝜎𝑋𝜎𝑌 (Equação 12)

Em que:

𝜎X e 𝜎Y são os desvios padrão de X (dispersão de X) e de Y (dispersão de Y),

respectivamente:

𝜎𝑋 = √∑(𝑋𝑖 − �̅�)2

𝑛 − 1

(Equação 13)

SXY é a covariância entre X e Y (dispersão conjunta), ou seja, é o valor médio do produto

dos desvios de X e Y, em relação às suas respectivas médias:

𝑆𝑋𝑌 =∑(𝑋𝑖 − �̅�) ∙ (𝑌𝑖 − �̅�)

𝑛 − 1

(Equação 14)

Assim, o valor do coeficiente de correlação é dado por:

𝑟𝑋𝑌 =∑(𝑋𝑖 − �̅�)(𝑌𝑖 − �̅�)

√∑(𝑋𝑖 − �̅�)2 ∙ ∑(𝑌𝑖 − �̅�)2 (Equação 15)

Por meio da aplicação de testes estatísticos e determinação de p-valor, é possível

avaliar as hipóteses de que o coeficiente é igual ou diferente de zero e, assim obter a

indicação da significância da correlação entre as variáveis estudadas.

Entretanto, antes de efetuar a análise numérica dos dados, é conveniente confeccionar

um diagrama de dispersão das variáveis “X” e “Y”, a fim de identificar o tipo de correlação

existente: se positiva, negativa ou inexistente, além de permitir a identificação da presença

de valores discrepantes.

2.9.2.3.2 Regressão linear simples

Considerando a variável “Y” como uma função da variável “X”, o método de

regressão linear simples permite determinar a equação da reta que melhor se ajusta ao

conjunto de dados.

𝑦 = 𝑎 + 𝑏𝑋 (Equação 16)

Em que:

74

Coeficiente angular da reta: 𝑏 = 𝑟𝑋𝑌𝑆𝑌

𝑆𝑋 (Equação 17)

Quando X = 0: 𝑎 = 𝑦

Para determinar se a relação entre as variáveis é fraca, moderada ou forte, o fator de

decisão aplicado é o parâmetro R2, que indica o quanto de “Y” é determinado por “X”.

𝑅2 =∑(�̂�𝑖 − �̅�)2

∑(𝑦𝑖 − �̅�)2=

𝑣𝑎𝑟𝑖𝑎çã𝑜 𝑒𝑥𝑝𝑙𝑖𝑐𝑎𝑑𝑎

𝑣𝑎𝑟𝑖𝑎çã𝑜 𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙 (Equação 18)

Em que:

R2 < 0,5: relação fraca

0,5 R2 0,7: relação moderada

0,7 < R2 1: relação forte

2.9.2.4 Testes de hipóteses

Como já foi dito, a variabilidade da amostragem traz consigo uma incerteza que pode

influenciar a tomada de decisão, pois independentemente de quantas vezes a mesma

população for amostrada, os resultados obtidos para a média, mediana, desvio padrão e

proporção não serão os mesmos. Para avaliar se as diferenças observadas são resultado de

mudanças na população ou meras variações na amostragem, além da descrição dos dados ou

do cálculo das medidas-resumo, empregam-se métodos estatísticos conhecidos como “testes

de hipóteses”, que consistem em fazer inferências que deem suporte à tomada de decisão

com base em dados coletados de apenas uma amostra do grupo maior que se deseja estudar.

Na opinião de Jesus (2007): “testar hipóteses sobre a amostra e decidir se é correto

generalizar os resultados para toda a produção da empresa da qual ela foi extraída, nem

sempre é uma tarefa fácil. Erros são inevitáveis, mesmo no caso de a amostra ter sido

concebida e executada de maneira adequada”.

Na prática, o teste de hipóteses é um procedimento de decisão estatística, adotado

quando se pretende saber se os resultados experimentais contrariam ou não uma afirmação

sobre a população estudada tendo por base em um parâmetro amostral conhecido.

Segundo Jesus (2007), “a hipótese estatística é uma afirmação a ser confirmada sobre

a população que está sendo estudada e a validade dessa hipótese é avaliada a partir da

informação obtida das amostras dessa população de acordo com o nível de significância

requerido”. Em estatística, significância corresponde à probabilidade de se obter um

75

resultado semelhante ao que foi obtido com a amostra, caso toda a população fosse avaliada.

O nível de significância é representado pela letra grega .

De um modo geral, os testes de hipóteses são aplicáveis nas seguintes situações

Verificação da influência ou não de uma determinada fonte de variação (discreta ou

atributo) em uma variável resposta;

Comparação de situações e processos;

Comprovação de melhorias de processo.

Os testes de hipóteses são divididos em duas classes: testes paramétricos e não

paramétricos. Os primeiros utilizam-se dos dados dos parâmetros, enquanto os não-

paramétricos baseiam-se nas posições (ordem) das observações em relação à mediana, sem

considerar suas grandezas numéricas.

Os principais testes de hipóteses e as situações em que são empregados encontram-

se relacionados no Quadro 11.

Quadro 12 - Relação dos testes de hipóteses para cada finalidade.

OBJETIVO DO ESTUDO - H0 TESTE PARAMÉTRICO TESTE NÃO

PARAMÉTRICO

Comparação de 2 médias

(amostras independentes)

t - Student Mann-Whitney

Comparação de 2 médias

(amostras relacionadas)

t-Student (pareado) Wilcoxon

Comparação de 3 ou mais

médias (amostras

independentes)

Análise de Variância Kruskal-Wallis

Comparação de 3 ou mais

médias (amostras relacionadas)

Análise de Variância para medidas

repetidas

Friedman

Coeficiente de correlação Pearson Spearman

Fonte: Latorre (2013).

Jesus (2007) resume a metodologia empregada no teste de hipóteses da seguinte

maneira:

1) A hipótese nula (H0) é a hipótese a ser testada;

2) A hipótese alternativa (HA) é desenvolvida como o oposto da hipótese nula, e

representa a conclusão apoiada, se a hipótese nula for rejeitada;

3) A hipótese nula sempre se refere a um valor especificado do parâmetro da

população e não da estatística da amostra;

4) A afirmativa da hipótese nula sempre contém um sinal de igualdade com

relação ao valor do parâmetro especificado;

5) A afirmativa da hipótese alternativa nunca contém um sinal de igualdade com

relação ao valor do parâmetro especificado.

76

6) Tradicionalmente, = 0,05 = 5%, ou seja, tem-se 95% de confiança ao rejeitar

a hipótese nula (H0);

7) O valor p é a probabilidade de se obter uma estatística de teste igual ou mais

extrema que o resultado obtido a partir dos dados da amostra, considerando-se

a hipótese nula como verdadeira;

8) Ao se comparar o valor p com decide-se sobre a aceitação ou rejeição da

hipótese nula. Em termos das hipóteses:

se o valor p for menor do que um nível de significância , a hipótese nula

(H0) é rejeitada;

se o valor p for maior ou igual a um nível de significância , a hipótese

nula (H0) não é rejeitada.

De um modo geral, para a condução de um teste de hipóteses são necessários:

1) Definir o problema ou assunto a ser tratado e a meta;

2) Estabelecer a hipótese conservadora (H0) de que não existe diferença entre as situações

em comparação;

3) Definir uma diferença prática e estabelecer o risco ();

4) Definir o número de amostras;

5) Calcular p-valor;

6) Efetuar a comparação entre p-valor e o risco (critério de decisão) a fim de decidir se é

possível ou não aceitar H0.

Quando os dados analisados não são distribuídos segundo um modelo normal, a

utilização de testes paramétricos implicará na violação do nível de significância previamente

estabelecido, alterando a probabilidade de ocorrência de erro do tipo I, ou seja, rejeição de

uma hipótese nula, quando esta é verdadeira (JESUS, 2017).

Os testes paramétricos funcionam muito bem para grandes amostras, mas nem

sempre é possível conseguir grandes tamanhos amostrais e, além disso, os dados podem

apresentar distribuições assimétricas, inviabilizando a utilização do Teste “t”. Nesses casos,

recomenda-se a utilização das técnicas não-paramétricas.

Segundo Torman et al. (2012), os testes t-Student são classificados como testes

paramétricos porque exigem uma distribuição de probabilidade específica para a variável

aleatória, no caso a distribuição normal. Entretanto, mesmo quando os dados são não

normais, em alguns casos ainda é possível aplicar técnicas paramétricas que suportam outras

distribuições de probabilidade possíveis (transformações). Em último caso, adota-se o uso

de testes não-paramétricos, como o teste de Mann-Whitney, que não fazem pressuposição

sobre a distribuição dos dados.

A Figura 24 apresenta o roteiro para a escolha dos testes de hipóteses adequados para

a comparação entre duas amostras/situações.

77


entre duas amostras.

Fonte: adaptado de Leoni (2017)12.

O teste de Mann-Whitney segue a mesma lógica do teste t-Student: calcula-se uma

certa estatística de teste (mediana) e obtém-se o p-valor a partir da distribuição amostral

dessa estatística sob H0, com a diferença de que, ao invés de construir essa estatística com

dados originais, eles são previamente ordenados em uma sequência crescente. Com isso, a

presença de outliers perde sua influência, tornando-se apenas o maior valor da amostra. Por

isso, diz-se que o teste Mann-Whitney compara a mediana ao invés da média13.

A estatística “U”, que é a base para a decisão sobre a aceitação ou não da hipótese de

nulidade, é calculada da seguinte maneira:

1) É formado um conjunto W, com todos os dados das duas amostras (A e B);

2) O conjunto W é ordenado de forma crescente;

3) Anota-se a ordem de cada elemento deste conjunto;

4) Separam-se novamente as amostras A e B;

12 LEONI, R. C. Aula 14 - Resumo de Inferência Estatística - médias e proporções. Disponível em:

<https://aedbest.files.wordpress.com/2012/07/aula-14-resumo-de-infec3aancia-estac3adstica-mc3a9dias-e-

proporc3a7c3b5es.pdf . Acesso em 25 mai. 2018. 13 Teste de Mann Whtney. Disponível em:

<http://www.inf.ufsc.br/~vera.carmo/Testes_de_Hipoteses/Testes_nao_parametricos_Mann-Whitney.pdf>

Acesso em 28 mar. 2018.

78

5) O valor de U é a soma das ordens da amostra A. Quanto mais baixo for o valor de U,

maior será a evidência de que as populações são diferentes.

Se as diferenças entre as situações forem aleatórias, como estabelece a hipótese nula,

tanto os resultados, como as ordens, serão considerados aproximadamente os mesmos para

as duas situações.

Em situações em que a variância não é igual em todas as amostras, é recomendável

usar o Teste de Medianas de Mood, sempre que os dados quantitativos apresentarem

tamanhos de amostra menores de 20 unidades14.

Por princípio, no Teste de Medianas de Mood, os dados em cada amostra são

atribuídos a dois grupos, um composto por dados cujos valores são superiores ao valor médio

dos dois grupos combinados e o outro composto por dados cujos valores estão na mediana

ou abaixo. O teste de qui-quadrado de Pearson é então utilizado para determinar se as

frequências observadas em cada amostra diferem das frequências esperadas derivadas de

uma distribuição que combina os dois grupos

O aspecto relevante do Teste de Medianas de Mood é que ele só considera a posição

de cada observação em relação à mediana global.

O Quadro 12 traz uma comparação entre os dois tipos de testes:

Quadro 13 - Comparação entre testes paramétricos e não paramétricos para médias

TESTES PARAMÉTRICOS TESTES NÃO-PARAMÉTRICOS

- Baseiam-se nas informações dos dados descritivos

(média e desvio padrão).

- Baseiam-se na frequência de ocorrência dos dados.

- Distribuição normal (dados agrupados em torno da

medida de tendência central);

- Quanto maior for a amostra, maior será a

probabilidade de atender à distribuição Normal.

- Não exigem distribuição normal;

- A distribuição não normal é frequente em pequenas

amostras, ou grupos de tamanhos diferentes.

- Homogeneidade de variâncias (as variâncias

devem ser aproximadamente iguais, admitindo-se

até 3x o valor da menor);

- Caso não haja homogeneidade de variâncias, mas

o número de participantes for igual, admite-se a

aplicação de testes paramétricos.

- A dispersão dos dados é indicativa de grande

variabilidade;

- Os dados não precisam ter um verdadeiro valor

numérico.

- Ausência de valores extremos (a média é bastante

sensível a valores extremos). - As variáveis podem ser categóricas.


14MINITAB. Considerações de dados para teste de medianas de Mood. Disponível em:

<https://support.minitab.com/pt-br/minitab/18/help-and-how-to/statistics/nonparametrics/how-to/mood-s-

median-test/before-you-start/data-considerations/> Acesso em: 25 mar. 2018.

79

Enfim, aceitar a hipótese nula significa concordar com a afirmação de que não há

efeito ou mudança significativa na população. Corresponde a verificar se as amostras

pertencem ou não à mesma população (como num teste de DNA).

Oliveira (2006) comparou os dados de DBO e OD obtidos no período chuvoso

(outubro a março), com o período seco (abril a setembro), para verificação de diferenças

estatisticamente significativas entre as concentrações dos constituintes no esgoto bruto,

utilizando o teste de Mann e Whitney (Mann-Whitney U Test), disponibilizado pelo software

Statistica, que é uma alternativa não-paramétrica para o teste T, concluindo que este

argumento, portanto, não pode ser considerado válido para ser utilizado como uma das

justificativas das elevadas concentrações afluentes observadas.

Carvalho et al. (2017) avaliaram estatisticamente os afluentes paulistas e fluminenses

da bacia hidrográfica do Rio Paraíba do Sul, levando em consideração alguns parâmetros do

Índice de Qualidade das Águas (IQA) e testes estatísticos não paramétricos de Mann-

Whitney ao nível de significância de 5%, a fim de comprovar se os dois grupos

independentes possuíam ou não diferenças significativas. As estações de cada estado

também foram comparadas entre si, utilizando testes estatísticos não paramétricos de

Kruskal-Wallis seguidos de testes de comparações múltiplas, ao nível de significância de

5%, com a finalidade de constatar se a qualidade da água de uma estação era estatisticamente

diferente da outra. As análises estatísticas foram realizadas no software Statistica 8.0. Como

resultado, ao comparar os afluentes dos dois Estados, as autoras observaram que as

concentrações de todos os parâmetros relacionados ao Índice de Qualidade das Águas,

exceto pH e turbidez, apresentaram comportamentos significativamente diferentes, sendo

que os valores das concentrações dos parâmetros avaliados dos afluentes fluminenses são

geralmente mais elevados que os valores dos afluentes paulistas. Também foram observadas

variações significativas entre as estações de monitoramento de um mesmo Estado, as quais

foram atribuídas à localização das estações e às características de cada região como o uso e

ocupação do solo, além das ações antrópicas que interferem no ecossistema, como o

lançamento de efluentes domésticos e industriais.

2.9.3 Cartas de controle

A aplicação de cartas de controle constitui uma das formas de monitorar a

variabilidade existente nos processos, tendo por princípio permitir que seja feita, de forma

80

eficaz, a distinção entre as causas especiais e as causas comuns inerentes ao processo

(FOLLADOR, 2012).

A análise do controle estatístico de processo (CEP) inicia-se com a coleta de dados,

seguida do cálculo da média e da amplitude, ou desvio-padrão, e definição dos limites de

controle superior (LSC) e inferior (LIC). O próximo passo é a construção de um gráfico no

qual são apresentados os valores das amostras e os limites. Os pontos situados fora desses

limites indicam a ocorrência de causas especiais que devem ser investigadas (“outliers”),

caracterizando o processo como “fora de controle estatístico”.

Os limites inferior e superior constituem o intervalo de confiança determinado pelo

grau de confiança da certeza de que o intervalo contém o parâmetro populacional, definidos

como:

LIMITE INFERIOR DE CONTROLE: LIMITE SUPERIOR DE CONTROLE:

𝐿𝐼𝐶 =(𝜇 − 3𝜎)

√𝑛

(Equação 19)

𝐿𝑆𝐶 =(𝜇 + 3𝜎)

√𝑛

(Equação 20)

Em que:

= desvio padrão;

n = número de observações (réplicas) da amostra.

Portanto, os limites de controle servem para indicar a variação do processo e alertar

quando o mesmo estiver fora de controle.

De acordo com Oliveira et al. (2013): “os limites de controle nas cartas de Shewhart

são definidos por 3 desvios (3) acima ou abaixo do limite central”. Os autores consideram

possível utilizar dados históricos para determinar os limites de controle preliminares, os

quais devem ser periodicamente revistos.

No Minitab 17, os limites de controle são exibidos 3 desvios padrão acima e abaixo

da linha central15, enquanto que os limites 2 são considerados “limites de alerta”.

Na opinião de Freitas (2015) o controle da variabilidade ao longo do tempo, através

da coleta de dados continuada, torna-se possível com a aplicação do Controle Estatístico do

Processo (CEP) que, além de permitir a análise e bloqueio de possíveis causas especiais que

15 MINITAB. O que são limites de controle. Disponível em: < https://support.minitab.com/pt-

br/minitab/18/help-and-how-to/quality-and-process-improvement/control-charts/supporting-

topics/basics/what-are-control-limits/> Acesso em 25 mar. 2018

81

possam afetar o sistema, fornece uma imagem das características de interesse do processo,

ao mesmo tempo em que assegura a sua manutenção dentro dos limites pré-estabelecidos

por meio da indicação do momento em que devem ser tomadas ações de correção e melhoria.

Corbett & Pan (2002), afirmam que é possível utilizar técnicas de controle estatístico

do processo para avaliar de forma rápida e eficiente os dados que indicam a situação

ambiental, principalmente a qualidade da água, abrindo muitas áreas promissoras de

pesquisa. Os autores comparam a carta de controle a um teste da hipótese com o intuito de

provar que a distribuição de probabilidade do parâmetro “x” é estacionária, isto é, a média

da distribuição é constante e explicam que um processo é considerado “sob controle" quando

se apresenta estável e a distribuição de probabilidade não varia significativamente ao longo

do tempo.

Os autores também destacam que, antes que os limites de controle sejam calculados,

quaisquer pontos fora de controle, para os quais forem encontradas causas atribuíveis, devem

ser removidos ou eliminados, sendo necessário, por vezes, olhar para além dos limites do

próprio processo para compreender as causas atribuíveis, o que normalmente não seria feito

no contexto do controle de qualidade.

Na opinião dos autores, quando a medida da variabilidade é pequena em relação ao

nível de contaminação a ser detectada, os gráficos Shewhart e IX-MR são os mais adequados

para detectar a contaminação. No entanto, como nem sempre os dados ambientais podem ser

obtidos em replicatas, os gráficos de controle Shewhart para médias e amplitudes geralmente

não são aplicáveis, sendo mais adequado o emprego dos gráficos IX-MR.

Por fim, propuseram um método para a aplicação de cartas de controle destinadas à

avaliação da capacidade do processo ambiental, que consiste nas seguintes etapas:

1) Identificação dos principais indicadores de processo e métricas;

2) Organização e tratamento dos dados em uma tabela;

3) Exame da distribuição dos dados históricos e realização de uma transformação apropriada

para o ajuste de dados não-normais à distribuição normal para, então, plotar os dados em

um gráfico IX-MR;

4) Definição dos limites de controle para os gráficos IX-MR, eliminando-se os pontos fora

de controle;

5) Avaliação de risco ambiental usando índices de capacidade de processo (CP).

82

2.9.4 Índices de avaliação de processos - CPK, PPK e Z.Bench

Rodrigues (2001) define capabilidade como: “habilidade em satisfazer as exigências

estabelecidas por um cliente”, o que equivale à comparação entre a variação inerente ao

processo e o intervalo de variação permitido ao processo (limites de especificação). Em

outras palavras: o que um processo deveria fazer (voz do cliente) é comparado com o que

efetivamente faz (voz do processo), como demonstrado na Figura 26.

Figura 26 - Histograma de um processo “capaz”, que consegue entregar

ao cliente produtos dentro da especificação.

Fonte: Santos (2017).

Assim, a análise de capabilidade visa definir o quanto um processo é capaz ou não

de atender aos limites de especificação.

No caso de efluentes/corpos d’água, a análise da capacidade/desempenho do

processo permite comparar a variabilidade inerente ao processo aos limites de

emissão/enquadramento para que o potencial de desempenho ambiental possa ser detectado

em condições normais de controle.

Nesse sentido, a análise da capabilidade e do desempenho do processo requer que

sejam conhecidos:

- a localização dos dados, determinada pela medida de tendência central (média, mediana ou

moda);

- a dispersão, isto é, a quantidade de variação em torno da tendência central (desvio padrão,

variância ou amplitude);

- a forma ou a representação da distribuição de frequência dos dados (se normal, assimétrica

ou bimodal) e

- a estabilidade ao longo do tempo.

83

A dispersão inerente ao processo corresponde à largura do histograma e é equivalente

a seis desvios padrão, no caso de processos que apresentam distribuição de frequências

normal. Outro ponto importante diz respeito à centralização da distribuição de frequências

em relação aos limites de especificação, representando o risco do processo não conseguir

atender às especificações (SANTOS, 2017).

Ou seja: a satisfação do cliente diminui quando a média do processo se afasta do

valor alvo, acarretando perdas econômicas. Dessa forma, a capabilidade é determinada tanto

pela largura, como pela posição do histograma.

Rodrigues (2001) lembra que um processo com especificação bilateral é considerado

“capaz” quando pelo menos 99,73% de seus produtos atendem aos limites de especificação,

isto é: a área sob a curva normal estende-se de -3σ a +3σ, como demonstrado na Figura 27.

Em função disso, a capacidade do processo pode ser empregada como medida do

grau de estabilidade, pois quanto mais estável for o processo, maior é a confiança em seu

desempenho, possibilitando determinar se o processo terá condições de atender às

especificações do cliente, bem como controlar sua variabilidade.

Follador (2010) salienta que a instabilidade do processo reduz sua capacidade,

traduzida no aumento do número de falhas.

Figura 27 - Capacidade mínima exigida para uma característica com

especificação bilateral e unilateral.

Fonte: Rodrigues (2001).

84

A interpretação dos resultados da análise de capabilidade fornece subsídios para a

tomada de decisão quanto às ações que podem ser adotadas para alterar ou ajustar o processo,

quais sejam:

1) Não interferir no processo - quando os limites do processo estão dentro dos limites de

especificação;

2) Mudar a especificação - os limites de especificação são mais restritos que o necessário ou

3) Reduzir a variabilidade - identificar as fontes de variação para reduzir a variação e atender

aos limites especificados.

Os índices, que medem a capacidade do processo através da relação entre a

variabilidade real do processo e a variabilidade admissível, são divididos em duas classes:

- Índices de capacidade do processo (CP, CPK, CPM e CPMK): estimam a capacidade quando o

processo está sob controle, e

- Índices de desempenho do processo (PP, PP, PPM e PPMK: medem o desempenho de um

processo a partir do conjunto formado por todos os dados amostrais, independente se o

processo está ou não sob controle.

O processo é considerado “sob controle” quando a variação entre subgrupos se

aproxima de zero, fazendo com que os índices de capacidade igualem-se aos índices de

desempenho (RODRIGUES, 2001).

Os índices CP e PP medem, respectivamente, a capacidade/desempenho potencial,

assumindo que a média do processo corresponde ao ponto médio do intervalo de

especificação (alvo) e que o processo está no controle (simetria), o que equivale à capacidade

que poderia ser alcançada caso desvios e deslocamentos do processo tivessem sido

eliminados. Portanto, conforme é apresentado a seguir, corresponde ao intervalo de

especificação dividido pela amplitude do processo.

𝐶𝑃 =(𝐿𝑆𝐸 − 𝐿𝐼𝐸)

6�̂�𝑆𝑇 (Equação 21)

𝑃𝑃 =(𝐿𝑆𝐸 − 𝐿𝐼𝐸)

6�̂�𝐿𝑇 (Equação 22)

Em que:

LSE e LIE são, respectivamente, os limites superior e inferior de especificação;

�̂�𝑆𝑇 = desvio padrão parcial (amostral) estimado para o processo sob controle estatístico;

�̂�𝐿𝑇 = desvio padrão total (populacional) estimado para o processo sob controle

estatístico;

85

Nas situações em que a capacidade do processo for menor que a metade da tolerância,

não é preciso tomar maiores cuidados com o processo, sendo possível considerá-lo altamente

confiável (FOLLADOR, 2010 e ORSSATTO et al., 2009):

A Tabela 1 traz os valores de referência para a interpretação dos índices CP e CPK.

Tabela 1 - Valores de referência para a análise dos índices CP e CPK.

CP Intervalo de Tolerância

(LSE-LIE) Interpretação

0 CP 0,67 0 LSE - LIE 3σ RUIM. Processo incapaz: a variabilidade é maior do que

150% do intervalo de tolerância.

0,67 CP 1 3σ LSE - LIE 6σ INADEQUADO. Processo incapaz: a variabilidade está

entre 100% e 150% do intervalo de tolerância.

1 CP 1,33 6σ LSE - LIE 8σ CAPAZ. Processo aceitável, com variabilidade entre 75%

e 100% do intervalo de tolerância.

1,33 CP 1,67 8σ LSE - LIE 10σ SATISFATÓRIO. Boa capabilidade: a variabilidade está

entre 60% e 755 do intervalo de tolerância.

1,67 CP 2 10σ LSE - LIE 12σ MUITO BOM. Capabilidade muito boa: com

variabilidade entre 50% e 60% do intervalo de tolerância.

CP 2 LSE - LIE 12σ EXCELENTE. Variabilidade menor ou igual a 50% do

intervalo de tolerância.

Fonte: adaptado de Largo (2014) e Follador (2010).

Considera-se que um processo está sendo operado de forma consistente ao longo do

tempo quando os valores de CP e PP são aproximadamente iguais. Assim, uma diferença

substancial entre esses índices, indica que o processo está sendo operado de

forma imprevisível.

Entretanto, os índices CP e PP têm a desvantagem de não considerar a localização do

processo, isto é, comparam as variabilidades sem se importar se o processo está próximo da

região definida pelos limites de especificação e, portanto, não consideram a perda de valor

do produto.

Uma outra forma de avaliar a capacidade do processo é comparar a distância entre a

média do processo e o limite de especificação mais próximo (LSE ou LIE), obtendo-se a

informação referente a apenas um lado da curva, conforme Equações 22 e 23.

𝐶𝑃𝐾 =(𝐿𝑆𝐸 − �̂�)


𝐶𝑃𝐾 =(�̂� − 𝐿𝐼𝐸)


86

Em que:

�̂� é a média estimada para o processo sob controle estatístico;

�̂�𝑆𝑇 é o desvio padrão amostral.

Na opinião de Góes et al. (2016), ao relacionar a distância entre a média do processo

e o limite de especificação mais próximo, o índice CPK quantifica a capacidade em função

da pior situação possível dos dados do processo.

Em face disso, Rodrigues (2001) recomenda o uso dos indicadores CP e CPK em

situações de melhoria de qualidade sempre que o objetivo for a redução da variabilidade do

processo.

Nas situações em que CP e CPK ou PP e PPK forem aproximadamente iguais, o

processo será considerado centralizado entre os limites de especificação, ou seja:

simétrico16; porém, se o processo estiver “centralizado” fora das tolerâncias, CPK pode

assumir um valor negativo.

No Quadro 14 são apresentados exemplos de CP e CPK

Quadro 14 - Exemplos de CP e CPK.

CP baixo: LSE - LIE < 6𝜎 CP alto: LSE - LIE > 6𝜎

CPK baixo: LSE - �̅� < 3𝜎 CPK baixo: LIE - �̅� > 3𝜎

Fonte: Minitab 17 (2018)16

16 MINITAB 17. Capacidade potencial (dentro) para análise de capacidade. Disponível em:

<https://support.minitab.com/pt-br/minitab/18/help-and-how-to/quality-and-process-improvement/capability-

analysis/how-to/capability-analysis/between-within-capability-analysis/interpret-the-results/key-results/>

Acesso em 04 abr. 2018.

LIE LSE LIE

LIE LIE

LSE

LSE LSE

87

Segundo Corbett & Pan (2002), no contexto ambiental, normalmente, há apenas o

limite de especificação superior (LSE), visto que não existe limite de especificação menor

para níveis mínimos de emissão e, nesse caso emprega-se o índice CPK.

Na opinião de Follador (2010): “quando só existe o limite superior ou inferior e o

processo encontra-se descentrado, é mais adequado utilizar o índice de desempenho, PPK”.

Portanto, CPK e PPK são considerados indicadores da capacidade e do desempenho

efetivos, pois consideram tanto a dispersão do processo quanto sua localização em relação

ao ponto médio entre os limites de especificação, diferindo apenas quanto ao seguinte:

CPK: o estudo considera somente as variações dentro do grupo (desvio padrão amostral);

PPK: o estudo inclui as variações entre os subgrupos, demandando maior tempo para a

coleta de dados (desvio padrão global), por isso é utilizado no estudo das causas especiais

de variação.

Salienta-se que o desvio padrão global (S) tende a ser maior que o desvio padrão

amostral (σ), pois o primeiro destina-se a detectar variações globais possivelmente

relacionadas a lotes de matérias primas, variações entre turnos, mudanças em equipamentos,

etc.

Quando o processo é instável, as diferenças entre PPK e CPK aumentam, pois existem

causas especiais que influenciam diretamente. As situações em que CPK é consideravelmente

maior do que PPK, indicam a atuação de outras fontes de variação sistêmica no processo além

da variação entre e dentro dos subgrupos.

Tendo em vista que a variabilidade percebida pelo cliente é a variabilidade total,

entende-se ser mais adequado reportar os resultados de PPK.

De acordo com Rodrigues (2001), os dados de PPK podem ser interpretados da

seguinte forma;

PPK e PP > 1,67: o processo provavelmente atende aos requisitos do cliente;

1,33 ≤ (PPK e PP) ≤ 1,67: o processo pode não atender aos requisitos do cliente e requer

atenção;

(PPK e PP) < 1,33: o processo está abaixo do padrão no atendimento dos requisitos

do cliente.

Essa última situação requer a adoção de um plano de ação corretiva visando à

melhoria do processo.

Rodrigues (2001) pondera que a não-normalidade dos dados não impede a avaliação

da capacidade do processo, já que existem outros índices que podem ser utilizados nesses

casos; para tanto, é necessário que seja feito o correto diagnóstico sobre os dados do

88

parâmetro monitorado a fim de identificar os índices mais adequados para expressar a

capacidade do processo.

Nesse sentido, a capacidade do processo também pode ser avaliada por meio da

compração entre concorrentes tendo um valor de “benchmark”como uma medida da

qualidade do processo, que, combinado com a estimativa do número de defeitos/falhas

(DPMO) fornece o nível de qualidade sigma (Z.Bench).

Moraes (2006) explica que “Zbench é obtido através da verificação da proporção de

defeitos (ou partes por milhão) em relação aos limites de especificação inferior e superior da

distribuição ou do processo em estudo que, somadas, resultam na proporção total de

defeitos”, como exemplificado na Figura 28.

Figura 28 - Proporção de itens não conformes e ZBench.

Fonte: Moraes, Paiva e Ferreia (2006).

A proporção total de defeitos no exemplo anterior corresponde a:

𝑃𝑃𝑀𝐿𝐼𝐸 + 𝑃𝑃𝑀𝐿𝑆𝐸 = 𝑃𝑃𝑀𝑇𝑂𝑇𝐴𝐿 (Equação 25)

Portanto, Z.Bench corresponde ao valor padronizado obtido a partir da curva normal

reduzida N(0;1), equivalente ao índice global ZLT (Z.Bench de longo prazo). Em outras

palavras: corresponde à distância entre a linha que define a medida de tendência central até o

ponto que define os defeitos totais medida como número de desvios padrão globais.

A capacidade potencial do processo (ZST) é definida conforme segue:

𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝑆𝑇 = 𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝐿𝑇 + 𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝑆ℎ𝑖𝑓𝑡 (Equação 26)

Em que:

𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝑆𝑇: índice de curto prazo, equivalente ao nível sigma;

𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝐿𝑇: índice de longo prazo;

𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝑆ℎ𝑖𝑓𝑡: desvio da média do processo ao longo do tempo,

89

O nível sigma considera o desvio correspondente a 1,5 σ, convencionado a partir

da observação de que a média de um processo considerado estável ao longo de muitos anos

ainda está sujeita a perturbações que poderão deslocá-lo até 1,5 desvio padrão do seu alvo.

𝑁í𝑣𝑒𝑙 𝑆𝑖𝑔𝑚𝑎 = 𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝑆𝑇 = 𝑍. 𝐵𝑒𝑛𝑐ℎ𝐿𝑇 + 1,5 (Equação 27)

Dessa forma, é possível comparar padrões de processo ou de setor produtivo: se

Z.Bench for menor do que o seu valor de benchmark, indica que o processo deve ser

aperfeiçoado.

Um nível sigma igual ou maior que seis desvios padrão corresponde ao desempenho

de classe mundial; no entanto, é mais comum um nível sigma de aproximadamente 4 desvios

padrão (LARGO, 2014).

Particularmente, é a análise da capacidade do processo que pode ajudar os decisores

a avaliar se o processo é capaz de cumprir a legislação ambiental existente por uma

proporção de tempo (CORBETT & PAN, 2002).

Na prática, a análise da capacidade do processo indica quantas situações de não

conformidade são esperadas durante um determinado período de tempo. Assim, o órgão

ambiental pode efetuar a comparação com o número de descumprimentos realmente

encontrados, quer durante o automonitoramento ou auditorias realizadas. Além disso, as

análises de capacidade de processo são mais fáceis de comparar entre as empresas poluidoras

do que muitas outras métricas conhecidas, tais como: número de descumprimentos, emissões

totais, etc.

90

3 MATERIAIS E MÉTODOS

Os trabalhos desenvolvidos podem ser divididos esquematicamente em três etapas

distintas:

1) Caracterização da área de estudo;

2) Coleta de amostras e análise dos parâmetros químicos;

3) Análise estatística dos resultados.

3.1 Caracterização da área de estudo

A área da microbacia do Córrego Barretinho corresponde a, aproximadamente, 3,5

km², e seu eixo principal conta com cerca de 2,5 km de extensão, cortando um trecho urbano

densamente ocupado a montante da linha férrea, com presença de árvores, arbustos e

vegetação rasteira dispersa; a jusante da linha férrea, o córrego atravessa uma área destinada

ao plantio de arroz, conforme demonstrado na Figura 29.

Para a caracterização do local de amostragem de água selecionado, foram utilizadas

ortofotos disponibilizadas para o Estado de São Paulo pelo Instituto Geográfico e

Cartográfico do Estado de São Paulo - IGC17.

Figura 29 - Descrição da área da microbacia do Córrego Barretinho e seu entorno.

Fonte: adaptado de Geoportal IGC, (2010)18.

17 Instituto Geográfico e Cartográfico. Geoportal, 2010. Disponível em:

<http://geoportal.igc.sp.gov.br/GeoPortalIGC/Internet/> Acesso em 12 mar. 2018.

Indústrias

Cultivo de Arroz

Posto de Combustíveis

Indústrias

Ribeirão dos Pombos

Ribeirão

Pirapitingui

Cultivo de Arroz

91

As águas do Córrego Barretinho juntam-se às águas do Ribeirão dos Pombos até

desaguar no Ribeirão Pirapitingui e, finalmente, chegar ao Rio Paraíba do Sul.

A vazão de referência foi obtida por meio da ferramenta de cálculo da regionalização

de vazões, disponibilizado no portal do Departamento de Águas e Energia Elétrica (2018),

que considera as informações provenientes de estações fluviométricas existentes e

associadas a bacias de drenagem semelhantes à da área em pauta.

De acordo com estudo do Instituto Geológico (SÃO PAULO, SECRETARIA DE

MEIO AMBIENTE, 2011), a composição do solo da bacia do Córrego Barretinho apresenta

predominância de solo areno-siltoso, com porções mais argilosas.

3.1.1 Aspectos locais

De acordo com dados do Instituto Geológico de São Paulo (SÃO PAULO,

SECRETARIA DE MEIO AMBIENTE, 2011), o município de Roseira integra a área da

bacia do Rio Paraíba do Sul, com uma área de 130,19 km2, de relevo predominantemente

plano, dentro da depressão do Rio Paraíba do Sul. Ao sul do município, a altitude chega a

1.200 metros acima do nível do mar, nas escarpas e reversos da Serra do Mar.

Além do próprio Rio Paraíba do Sul, sete de seus afluentes atravessam a área urbana

do município, quais sejam: Rio Pirapitingui, Córrego Barretinho, Ribeirão dos Pombos,

Córrego Pedro Leme, Ribeirão Roseira Velha, Córrego da Divisa e Córrego Santa Cruz. Os

seguintes córregos também cortam o território do município: dos Índios, Santa Maria, do

Mato Dentro, do Rosário, do Mello, Branco, do Matão, do Macuco e do Vaticano.

O município situa-se em área de climas controlados pelas massas tropicais e

equatoriais, com predominância dos Sistemas Atmosféricos Intertropicais de Leste-Nordeste

durante cerca de 50% de um ano. Em casos extremos, quando os sistemas extratropicais

alcançam latitudes mais baixas, sua influência pode ser reduzida em até 25% em um ano. A

interação entre os Sistemas Tropicais e Extratropicais forma a Frente Polar Atlântica, que se

constitui no principal sistema atmosférico produtor das chuvas no Estado de São Paulo (SÃO

PAULO, SECRETARIA DE MEIO AMBIENTE, 2011).

Segundo dados do Centro de Pesquisas Meteorológicas e Climáticas Aplicadas à

Agricultura - CEPAGRI (Universidade Estadual de Campinas, 2018), o clima da região é

caracterizado por temperatura média anual de 21,8°C, oscilando entre a mínima de 10,8°C

(em julho) e a máxima de 30,3°C (em fevereiro) e a precipitação média anual (acumulada)

corresponde a 1.446,3 mm, conforme demonstram as Figura 30 e 31.

92

Verifica-se uma variação sazonal da precipitação média mensal com duas estações

representativas: uma predominantemente seca (abril a setembro) e outra predominantemente

chuvosa (outubro a março).

Figura 30 - Temperatura mensal - média, mínima e máxima ao longo do ano.

Fonte: adaptado de Universidade Estadual de Campinas (2018).

Figura 31 - Distribuição das médias mensais de precipitação ao longo do ano.

Fonte: adaptado de Universidade Estadual de Campinas (2018).

De acordo com dados da Fundação Sistema Estadual de Análise de Dados (2018),

Roseira tem, atualmente, 10.439 habitantes e apresenta densidade demográfica

correspondente a 79,9 hab./km². A maior parte da população vive em área urbana, com uma

0

5

10

15

20

25

30

35

Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez

Tem

pe

ratu

ra (

ºC)

MêsMínima Média Máxima

0

50

100

150

200

250

300

Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez

Pre

cip

itaç

ão M

éd

ia M

en

sal (

mm

)

Mês

93

taxa de urbanização de 95,82%. Da Figura 32, depreende-se que no período de 1980 a 2017,

a população urbana apresentou um crescimento gradativo, da ordem de 150% do total,

enquanto que, inversamente, a população rural reduziu-se à metade.

Figura 32 - Evolução da População Urbana e Rural em Roseira.

Fonte: Fundação Sistema Estadual de Análise de Dados (2018).

O Plano de Saneamento do Município de Roseira, elaborado pela Secretaria de

Saneamento e Recursos Hídricos em conjunto com a Prefeitura Municipal de Roseira (SÃO

PAULO, SECRETARIA DE SANEAMENTO E RECURSOS HÍDRICOS, 2015), descreve

que a captação de água bruta é feita em manancial subterrâneo profundo por meio de bombas

submersíveis instaladas em quatro poços profundo, atendendo 86% da população (3.099

economias, sendo 2.887 residenciais, 151 comerciais, 5 industriais e 56 públicas).

O índice de atendimento do sistema de coleta de esgotos corresponde a 84% e o

índice de tratamento é de 100% do esgoto coletado (sistema ETE-Sede).

Até 2017, o sistema de esgotamento sanitário encontrava-se dividido em dois

subsistemas: Roseira Sede e Roseira Velha. A partir de 2017, o sistema Roseira Velha foi

desativado e o esgoto passou a ser bombeado para o sistema ETE Sede constituído por 18

km de rede coletora e coletores-tronco, 5 estações elevatórias (Sede, Barretinho, Pedro

Leme, Nova Era e Roseira Velha) e estação de tratamento de esgotos, atendendo 2.953

economias sendo 2.779 residenciais, 144 comerciais, 5 industriais e 45 públicas. A Figura

33 apresenta a localização da ETE e respectivas estações elevatórias.

94

Figura 33 - Localização da ETE e respectivas estações elevatórias.

Fonte: adaptado de Google Earth (2018).

A ETE de Roseira consiste em sistema australiano composto de lagoa anaeróbia

seguida de lagoa facultativa, com capacidade nominal de 21,8 L/s e o lançamento do efluente

tratado é feito no Córrego Barretinho, que é afluente do Rio Pirapitingui, com Q7,10 = 0,011

m³/s e vazão média de longo termo correspondente a 0,034 m³/s.

Salienta-se que, de acordo com o Comitê de Bacias Hidrográficas do Rio Paraíba do

Sul (COMITÊ DAS BACIAS HIDROGRÁFICAS DO RIO PARAÍBA DO SUL, 2016),

Roseira apresentou, em 2012, Índice Paulista de Responsabilidade Social - IPRS

correspondente a 4, o que significa que o município apresenta deficiências em relação à

distribuição de renda e/ou baixa escolaridade e longevidade. Além disso, Roseira situa-se

entre os 10 municípios com os maiores valores de demanda total de água e os 10 com a maior

quantidade de captações.

3.1.2 Aspectos Regionais

A bacia do rio Paraíba do Sul está localizada na Região Hidrográfica do Atlântico

Sudeste (Figura 34), abrangendo uma área total de, aproximadamente, 56.600 km² que se

estende pelos estados de São Paulo - 24% (Vale do Paraíba Paulista), parte do Estado de

95

Minas Gerais - 37% (Zona da Mata Mineira), e metade do Estado do Rio de Janeiro - 39%

(COMITÊ DAS BACIAS HIDROGRÁFICAS DO RIO PARAÍBA DO SUL, 2016).

Figura 34 - Região Hidrográfica do Atlântico-Sudeste.

Fonte: Comitê das Bacias Hidrográficas do Rio Paraíba do Sul (2016).

Ao todo, abrange 184 municípios, sendo 39 localizados no Estado de São Paulo, 57

no Estado do Rio de Janeiro e 88 em Minas Gerais, com territórios total ou parcialmente

inseridos nos limites da bacia (Agência Nacional de Águas, 2010).

Com uma economia que responde por cerca de 10% do PIB brasileiro, a região do

Rio Paraíba do Sul é formada por 41 sub-bacias e 187 micro-bacias (ROSSETTI, 2009).

O trecho paulista da bacia apresenta forma estreita e alongada, o que explica o fato

de os cursos de água afluentes serem de menor porte (ASSOCIAÇÃO PRÓ-GESTÃO DAS

ÁGUAS DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PARAÍBA DO SUL, 2006).

De acordo com Gonçalves (2016) constam, atualmente, cadastrados na Agência

Nacional de Águas - ANA, cerca de 90 cursos de água de domínio federal e 180 de domínio

estadual. O trecho paulista, com área da Bacia de 14.444 km2, corresponde à Unidade de

Gerenciamento de Recursos Hídricos - UGRHI 02, da qual faz parte o município de Roseira

cuja localização encontra-se destacada na Figura 35 (COMITÊ DAS BACIAS

HIDROGRÁFICAS DO RIO PARAÍBA DO SUL, 2016).

96

Figura 35 - UGRHI 02: Municípios, rede hidrográfica, grandes reservatórios, sistemas

aquíferos e pontos de monitoramento quali-quantitativo.

Fonte: adaptado de Comitê das Bacias Hidrográficas do Rio Paraíba do Sul (2016).

A rodovia Presidente Dutra (Rio - São Paulo) é o principal eixo de ocupação e

crescimento urbano e industrial, ao longo da qual situam-se as principais cidades dos trechos

paulista e fluminense, com a maior parte da população residente nos municípios em área

urbana.

A evolução e diversificação das atividades produtivas na bacia do Paraíba do Sul

deram origem a uma situação de conflito entre os usuários de água, devido ao aumento da

demanda para os diversos fins (quantidade), e à queda da qualidade dos recursos hídricos,

motivada pelo desvio das águas para geração de energia e abastecimento humano e

industrial, diluição de esgotos e irrigação. No curso principal há, ainda, várias represas

destinadas à geração de energia elétrica e regulação da vazão (AGÊNCIA NACIONAL DE

PAGUAS, 2010). Em razão disso, o rio encontra-se hoje em estado ecológico crítico, com

margens assoreadas e 40% da sua vazão desviada para o Rio Guandu (INSTITUTO

MINEIRO DE GESTÃO DAS ÁGUAS, 2010).

As principais atividades econômicas desempenhadas na região são: agropecuária

(sobretudo cultivo de arroz), indústria e pesquisa em tecnologia (principalmente os setores

automobilístico e aeroespacial), mineração de areia, turismo religioso e serviços, entre

outros.

97

De acordo com o Comitê para Integração da Bacia do Rio Paraíba do Sul (2013), a

demanda por água para abastecimento humano no trecho paulista é a que tem o maior peso,

conforme demonstrado na Figura 36.

Figura 36 - Distribuição das demandas hídricas por tipo de uso no trecho paulista

do Rio Paraíba do Sul.

Fonte: CEIVAP, 2013

Segundo a Associação Pró-Gestão das Águas da Bacia Hidrográfica do Rio Paraíba

do Sul (2014), as principais fontes de poluição pontuais e difusas na bacia correspondem às

cargas orgânicas pelo lançamento de esgotos sanitários, chorume produzido nos aterros, ao

aporte de nutrientes, e às indústrias. Várias outras interferências impactam a qualidade das

águas, tais como: ocupação desordenada do solo, desmatamento indiscriminado que acarreta

erosão e assoreamento dos rios, agravando o quadro das enchentes, extração abusiva de areia

e recursos minerais para a construção civil sem a devida recuperação ambiental, uso indevido

e não controlado de agrotóxicos, disposição inadequada de resíduos sólidos e pesca

predatória, entre outros (INSTITUTO MINEIRO DE GESTÃO DAS ÁGUAS, 2010).

Também é importante o conhecimento da localização dos cruzamentos das estruturas

viárias com a hidrografia a fim de identificar os trechos dos rios que são suscetíveis ao

recebimento de poluentes provenientes dos vazamentos das cargas transportadas por

caminhões ou trens no caso de ocorrência de acidentes (AGÊNCIA NACIONAL DE

ÁGUAS, 2010).

A redução da disponibilidade de água nos período de seca desencadeou o desejo pela

mudança da gestão dos recursos hídricos por parte dos proprietários de lavouras a fim de

manter elevado o nível das águas para aumentar a produtividade das áreas cultivadas

(GONÇALVES, 2016).

Segundo o Comitê de Bacias Hidrográficas do Paraíba do Sul (2014), a

disponibilidade per capita apresentou redução a partir de 2011. Um dos fatores da

diminuição é o aumento populacional. Outro fator é a variação na vazão Qmédio. Os

42%

25%

22%

8% 2% 1%Abastecimentohumano

Indústria

Mineração

Irrigação

98

municípios de Tremembé e Roseira têm apresentado valores críticos de demanda em relação

à vazão mínima (Q7,10).

De acordo com o Comitê das Bacias Hidrográficas do Rio Paraíba do Sul (2016), o

balanço hídrico dos dados de demanda superficial em relação à Q7,10, apresentam uma

situação extremamente crítica, pois as águas superficiais geradas na UGRHI 02, são

responsáveis pelo abastecimento de 17 municípios fluminenses existentes ao longo do Rio

Paraíba do Sul e de nove municípios da Região Metropolitana do Rio de Janeiro, além de

também serem utilizadas na própria UGRHI, bem como para o abastecimento da Região

Metropolitana de São Paulo por meio da recém inaugurada transposição Jaguari-Atibainha,

que permite transferir água de uma região para outra, conforme a necessidade.

Esse cenário evidencia a necessidade de a UGRHI 02 ser considerada uma região

estratégica na geração de água e receber investimentos suficientes para viabilizar a

disponibilidade hídrica não só para seu próprio uso, mas também para o abastecimento das

duas regiões metropolitanas mais populosas do Brasil.

A ANA implementou o Programa Despoluição de Bacias Hidrográficas (PRODES),

através do qual foram destinados investimentos para a bacia do rio Paraíba do Sul visando

promover melhorias nas estações de tratamento existentes, no entanto, apenas uma pequena

parcela das deficiências da bacia.

3.2 Coleta de amostras e análise de parâmetros indicadores de poluição

A avaliação da qualidade da água do Córrego Barretinho, a montante do ponto de

lançamento de efluente tratado pela Estação de Tratamento de Esgotos do município de

Roseira, operada pela SABESP, teve por base os resultados das análises de monitoramento

periódico realizado pela CETESB no período compreendido entre maio de 2010 e fevereiro

de 2017, num total de 21 amostras, representativas de 7 ciclos hidrológicos, sendo 8 no

período de estiagem e 13 no período chuvoso.

O local onde as amostras foram coletadas está demonstrado na Figura 37, com

coordenadas geográficas, DATUM SIRGAS 2000, Latitude: 22º54’01.63”S; Longitude:

45º18’48.49”O.

As coletas e análises das amostras foram realizadas pela equipe da Divisão de

Laboratório de Taubaté, responsável pela execução dos programas de monitoramento de

águas superficiais e subterrâneas e fiscalização, entre outros.

99

Figura 37 - Localização do ponto de amostragem e circunvizinhanças.

Fonte: adaptado de Geoportal IGC, (2010)18

O laboratório conta com um setor de amostragens e ensaios de campo e três

laboratórios destinados a análises físico-químicas, microbiológicas e ecotoxicológicas,

devidamente acreditado junto ao CGCRE19 conforme recomenda a norma ABNT NBR

ISO/IEC 17025:200520.

Dessa forma, todas as análises realizadas estão amparadas por metodologias

internacionalmente reconhecidas e de larga utilização por laboratórios especializados em

análises ambientais, o que permite a comparação com dados utilizados para a elaboração dos

índices de qualidade utilizados pelo Comitê de Bacia para a tomada de decisão (ROLEDO,

2016), conforme descrito no Quadro 15.

Quadro 15 - Metodologia de análise dos parâmetros avaliados.

PARÂMETRO MÉTODO

Oxigênio Dissolvido Standard Methods for the Examination of water and

Wastewater, 22nd Edition,APHA/AWWA/WEF Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO5,20ºC

Demanda Química de Oxigênio - DQO


18 Instituto Geográfico e Cartográfico. Geoportal, 2010. Disponível em:

<http://geoportal.igc.sp.gov.br/GeoPortalIGC/Internet/> Acesso em 12 mar. 2018.

19 Coordenação Geral de Acreditação do INMETRO - Instituto Nacional de Metrologia, Qualidade e

Tecnologia.

20 Requisitos Gerais para Competência de Laboratórios de Ensaio e Calibração, cujo objetivo é demonstrar a

implementação de um sistema de gestão da qualidade, a competência técnica e a capacidade de produzir

resultados tecnicamente válidos.

100

O parâmetro “oxigênio dissolvido” (OD) foi determinado em campo e os demais

parâmetros foram analisados em laboratório.

A biodegradabilidade foi avaliada por meio da relação DBO5,20ºC/DQO.

Os resultados foram comparados aos valores definidos na Resolução CONAMA n.

357/2005 para corpos d’água Classe II, apresentados na Tabela 2.

Tabela 2 - Limites Inferior e Superior de Especificação conforme Resolução CONAMA n.

357/2005 e Decreto n. 8.468/76.

PARÂMETRO LIE LSE

Oxigênio Dissolvido 5,0 mg/L -

Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO5,20ºC - 5,0 mg/L

Demanda Química de Oxigênio - DQO - -


3.3 Análise estatística dos resultados

Os resultados das análises foram organizados em planilhas eletrônicas do Microsoft

Excel e analisados quanto aos dados válidos para cada parâmetro.

Os resultados cuja análise indicou valores menores que os limites mínimos e de

detecção dos métodos de análise foram assumidos como o próprio valor do limite de

detecção, adotando-se uma posição mais conservadora em face da incerteza inerente ao

método de análise.

A análise estatística dos dados foi realizada com o auxílio do programa Minitab 17,

compreendendo:

- cálculo das medidas de tendência central (média aritmética e mediana);

- cálculo das medidas de dispersão (valores máximo e mínimo, desvio-padrão e coeficiente

de variação);

- determinação das medidas de assimetria e de curtose;

- análise da normalidade dos dados, empregando-se o teste de Anderson-Darling;

- análise de correlação (essencial para a aplicação de gráficos de controle);

- teste de hipóteses;

- cálculo do índice de capabilidade;

- gráficos de medidas individuais (gráfico I ou Shewhart), através do qual foram comparados

os resultados das análises com os padrões estabelecidos na Resolução CONAMA n.

357/2005.

101

3.3.1 Análise Descritiva

Neste trabalho, os dados foram descritos em função das medidas de tendência central

(média e mediana), medidas de dispersão (variância e desvio padrão), medidas de assimetria

e curtose, bem como dos percentis 10, 25, 75 e 90.

Para a visualização da tendência central e da variabilidade do conjunto de

determinações, assim como das diferenças entre os conjuntos de dados obtidos, lançou-se

mão de histogramas, gráficos de caixa (box-plot), gráficos de pontos (dot plots) e de

intervalos (interval plot), que são muito úteis na identificação de “outliers”.

3.3.2 Teste de Normalidade

A normalidade dos dados foi avaliada por meio do teste Anderson-Darling, que tem

por princípio comparar o p-valor dos testes ao nível de significância adotado: se o p-valor

do teste for menor que o nível de significância, rejeita-se a hipótese de normalidade.

3.3.3 Testes de Igualdade de Variâncias

Foram aplicados os seguintes testes de igualdade de variâncias:

Teste “F”;

Teste “Levene”;

Teste “Bartlett”.

3.3.4 Teste de Hipóteses

Em face do pequeno tamanho amostral dos grupos objeto de comparação (n < 20),

neste trabalho foram aplicados os seguintes testes:

ANOVA - Teste de Igualdade de Variâncias;

Teste t-Student;

Teste de Medianas de Mood.

102

3.3.5 Correlação e Regressão Linear Simples

A determinação da correlação entre DBO5,20ºC e DQO e DBO5,20ºC/DQO e OD ou

seja, o efeito da variação de uma variável “X” sobre a variação “Y”, foi obtido com a

aplicação do método de regressão linear para a estimativa da equação correspondente à

relação entre os dois parâmetros além da aplicação do coeficiente de correlação de Pearson

que classifica como forte uma correlação entre 0,6 e 1; fraca uma correlação entre 0,3 e 0,6

e muito fraca uma correlação entre 0,3 e 0,0.

Também foi avaliada a relação de dependência entre os parâmetros investigados com

base no coeficiente de determinação, a fim de obter uma medida da proporção da variação

de”Y” que pode ser explicada por variações do parâmetro “X”.

3.3.6 Índice de Capabilidade

A avaliação da capacidade de atendimento aos limites de enquadramento

estabelecidos na legislação vigente (Resolução CONAMA n. 357/2005 e Decreto n.

8.468/1976) foi realizada por meio da análise do desempenho do processo a partir do

conjunto formado por todos os dados amostrais (PPK) e da proporção de defeitos (ou partes

por milhão) em relação aos limites de especificação inferior e superior da distribuição ou do

processo em estudo (Z.Bench).

103

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

Para a determinação das características do Córrego Barretinho foram utilizados os

resultados das análises de amostras coletadas no ponto a montante do lançamento da Estação

de Tratamento de Efluentes da SABESP em Roseira, SP, localizado também a montante da

via férrea, conforme demonstrado na Figura 34, perfazendo um total de 21 campanhas de

coleta distribuídas ao longo de sete ciclos hidrológicos a partir de outubro de 2010,

encerrando-se em junho de 2017.

Os resultados do monitoramento dos parâmetros Oxigênio Dissolvido, DQO,

DBO5,20ºC e DBO5,20ºC /DQO foram organizados numa planilha Excel e analisados quanto à

ausência e validade dos dados, bem como, quanto à presença de “outliers”, conforme Tabela

3, a seguir.

Tabela 3 - Resultados das análises das amostras coletadas no período 2010-2017.

OD DBO5,20ºC DQO

(mg/L) (mg/L) (mg/L)

dez/2010 0,4 18,0 53,0 34,5% -

mai/2011 3,5 26,0 61,0 43,5% -

ago/2011 1,2 8,0 < 50,0 15,9% -

nov/2011 3,4 8,0 < 50,0 15,9% Sim

fev/2012 2,4 12,0 < 50,0 23,8% Sim

jun/2012 4,6 * < 50,0 * Sim

out/2012 0,5 211,0 348,0 62,5% -

mar/2013 2,4 * < 50,0 * Sim

ago/2013 4,0 < 3,0 < 50,0 6,0% -

nov/2013 5,0 12,0 < 50,0 23,8% -

mar/2014 3,2 * < 50,0 * Sim

jul/2014 1,1 103,0 206,0 50,0% -

out/2014 0,5 45,0 367,0 12,2% -

nov/2014 2,0 76,0 209,0 35,7% Sim

fev/2015 2,0 7,0 < 50,0 14,1% Sim

out/2015 0,8 14,0 87,0 16,1% -

abr/2016 7,2 5,0 < 50,0 10,0% -

jul/2016 2,7 6,0 < 50,0 12,0% -

nov/2016 3,0 7,0 < 50,0 14,1% Sim

fev/2017 4,4 4,0 < 50,0 8,0% -

jun/2017 4,7 < 3,0 < 50,0 6,0% -

Registro

de ChuvaDBO5,20ºC/DQO

out/2013 a

set/2014

out/2014 a

set/2015

out/2015 a

set/2016

out/2016 a

set/2017

Mês/AnoCiclo

Hidrológico

out/2010 a

set/2011

out/2011 a

set/2012

out/2012 a

set/2013


104

Dessa forma, procurou-se atender ao critério de independência dos dados, visto que

a frequência de coleta foi superior a 15 dias, conforme recomendado por Oliveira (2006).

Os resultados que apresentaram valores menores que os limites mínimos e de

detecção dos métodos de análise foram assumidos como o próprio valor do limite de

detecção, adotando-se uma posição mais conservadora em face da incerteza inerente ao

método de análise.

Salienta-se que as amostras coletadas em junho/2012, março/2013 e março/2014

apresentaram interferentes que afetaram a análise do parâmetro DBO5,20ºC, motivo pelo qual

os dados desse parâmetro e da relação DBO5,20ºC/DQO corresponderam a um total de 18

dados válidos.

4.1 Análise descritiva dos parâmetros investigados

A Tabela 4 relaciona as informações referentes às medidas de tendência central,

dispersão, assimetria e curtose obtidas a partir dos resultados das análises em laboratório.

Primeiramente, foi realizada uma análise da distribuição de frequência dos dados

fazendo uso de histogramas, conforme é apresentado no Quadro 16, avaliando-se os índices

de assimetria e curtose, lembrando que, quando simétricos, os dados apresentam índice de

assimetria e curtose próximos de zero.

Os resultados obtidos confirmam as afirmações de OLIVEIRA (2006) quanto à

frequente assimetria dos dados ambientais, visto que todos os parâmetros analisados

apresentaram dados de assimetria e curtose positivos.

Tabela 4 - Análise descritiva dos resultados.

Parâmetros: OD (mg/L) DBO5,20ºC

(mg/L) DQO (mg/L) DBO5,20ºC/DQO

Medidas de

Tendência

Central

Média: 2,81 31,56 96,71 22,33%

Mediana: 2,70 10,00 50,00 16,00%

Moda: 0,50

2,00

2,40

3,00

7,00

8,00

12,00

50,00 6,00%

1,04%

16,00%

24,00%

Medidas de

Dispersão

Desvio Padrão: 1,78 52,5 98,60 15,98%

Variância: 3,18 2.753,70 9.729,10 2,55%

Assimetria: 0,56 2,77 2,12 1,18%

Curtose: 0,17 8,23 3,41 0,52%


105

De acordo com Oliveira (2006), além dos critérios de independência e aleatoriedade,

a análise de frequência por meio do modelo de distribuição normal requer que os dados

obedeçam ao critério de simetria.

Os dados de oxigênio dissolvido se mostraram próximos à distribuição normal, com

os menores índices de assimetria e curtose iguais a 0,56 e 0,17, respectivamente, e média e

mediana muito próximas: 2,81 e 2,70, enquanto os dados de DBO5,20ºC apresentaram índices

de assimetria e curtose bem mais acentuados: 2,77 e 8,73 e média e mediana distantes uma

da outra.

Quadro 16 - Análise gráfica da distribuição de frequências dos parâmetros investigados.

Assimetria = 2,77

Curtose = 8,73

Média = 31,56

Mediana = 10,00

Assimetria = 0,56

Curtose = 0,17

Média = 2,81

Mediana = 2,70

Assimetria = 2,12

Curtose = 3,41

Média = 96,71

Mediana = 50,00

Assimetria = 1,18

Curtose = 0,52

Média = 22,30

Mediana = 16,00


Além da distribuição assimétrica, os resultados refletem a suspeita da presença de

valores atípicos, autocorrelação, variância não constante, bem como a presença de dados

próximos ou abaixo do limite de detecção.

Na opinião de Reis e Reis (2002), valores atípicos (outliers) “podem ser valores

corretos, que, por alguma razão, são muito diferentes dos demais valores”.

106

A identificação da presença de valores atípicos (outliers) e da simetria dos dados foi,

então, cuidadosamente avaliada, tendo em vista que outliers afetam significativamente a

média, podendo conduzir a interpretações equivocadas.

Para tanto, empregou-se gráficos do tipo “boxplot” que também permitem avaliar o

formato, tendência central e variabilidade da distribuição dos dados, utilizando a mediana

como medida de tendência central e dando destaque à amplitude interquartil, amplitude e

outliers para cada grupo.

Os resultados são apresentados no Quadro 17, de onde se depreende que os dados

referentes a Oxigênio Dissolvido apresentam média e mediana muito próximas, indicando

uma boa simetria. Entretanto, o mesmo não se verifica com os demais parâmetros.

Quadro 17 - Gráficos do tipo "boxplot" para os parâmetros investigados.


Identifica-se, também, a presença de três valores atípicos referentes às amostras

coletadas em outubro/2012, jul/2014 e novembro/2014, período de incidência da crise

hídrica.

Reis e Reis (2002) recomendam a utilização de gráficos de valores individuais

(diagramas de pontos) para os casos em que o número de dados for pequeno, pois permitem

uma melhor visualização da distribuição dos dados.

Como, no caso deste trabalho, o número de dados gira em torno de 20, decidiu-se

avaliar, também, o comportamento dos dados através de gráficos de valor individual.

200

150

100

50

0

8

6

4

2

0

400

300

200

100

60,0%

45,0%

30,0%

15,0%

0,0%

DBO OD

DQO DBO(5,20ºC)/DQO

Boxplot : DBO - OD - DQO - DBO(5,20ºC)/DQO

107

Os gráficos de valores individuais para os parâmetros avaliados são apresentados no

Quadro 18.

Quadro 18 - Gráficos de Valores Individuais.


O gráfico de valores individuais do parâmetro DQO evidencia a influência da

presença de dados próximos ou abaixo do limite de detecção, permitindo concluir que a

presença de outras substâncias que competem pelo oxigênio presente na água não é

significativa.

Visando identificar a causa dos valores atípicos obtidos com os dados de DBO5,20ºC,

utilizou-se o gráfico de séries temporais para representá-los graficamente de acordo com a

ordem temporal de ocorrência e, assim, determinar se há uma tendência ou padrão sazonal.

Os resultados são apresentados no Quadro 19.

Os gráficos de séries temporais obtidos demonstram a existência de picos de

concentração elevada de DQO e DBO5,20ºC no período compreendido entre outubro/2012 e

novembro/2014, verificando-se, também, que nos meses de outubro/2012 e outubro/2014

foram observados os menores valores de oxigênio dissolvido e os maiores valores de fração

biodegradável DBO5,20ºC/DQO.

O período em questão correspondeu, exatamente, ao período de menor incidência de

chuvas que se tem registro.

De acordo com o Instituto Nacional de Meteorologia (2017) a estação chuvosa

2010/2011 foi a última que terminou com volume próximo ou acima da normal climatológica

200

150

100

50

0

8

6

4

2

0

400

300

200

100

60,0%

45,0%

30,0%

15,0%

0,0%

DBO OD

DQO DBO(5,20ºC)/DQO

Gráficos de Valores Individuais : DBO - OD - DQO - DBO(5,20ºC)/DQO

108

em todo o Estado de Minas Gerais (inclusive Sul de Minas) e, das últimas 10 estações

chuvosas, 4 foram muito irregulares.

Quadro 19 - Gráficos de Séries Temporais dos parâmetros investigados.


Segundo a Agência Nacional de Águas (2014), a partir do segundo semestre de 2012

foi observado um comportamento pluviométrico bem abaixo da média em diferentes regiões

do País, inclusive no Vale do Paraíba.

Rocha (2017) avaliou os padrões de seca meteorológica e hidrológica na área do

Sistema Cantareira entre os anos de 2010 a 2016, concluindo que a precipitação anual total

observada entre 2010 e 2012 foi muito próxima da média (94%, 99% e 98%) e que a partir

de então os percentuais caíram expressivamente: 81% em 2013 e 61% em 2014, voltando a

aproximar-se da média histórica a partir de 2015, até atingir 97% em 2016.

A Figura 38 são apresentas os dados de precipitação sobre o Sistema Cantareira.

109

Figura 38- Variação dos dados de precipitação sobre o Sistema Cantareira entre

Janeiro/2010 e Dezembro/2016.

Fonte: adaptado de Rocha, 2017.

Conforme demonstrado no Quadro 20, os gráficos de séries temporais indicam,

ainda, uma tendência de redução dos teores de carga orgânica presente nas águas do Córrego

Barretinho aliada a uma tendência de aumento do teor de oxigênio dissolvido, bem como

diminuição do grau de biodegradabilidade, o que significa dizer que as águas do Córrego

Barretinho vêm apresentando redução da carga orgânica dissolvida.

Quadro 20 - Gráficos de Análise de Tendência para os parâmetros investigados.


110

4.2 Estudo da correlação entre os parâmetros monitorados

Foi avaliada a correlação entre os parâmetros monitorados, verificando-se que há

correlação significativa (p-Valor < 0,05) de intensidade moderada entre DQO x DBO5,20ºC e

DBO5,20ºC x DBO5,20ºC/DQO e de intensidade fraca entre os parâmetros DQO x

DBO5,20ºC/DQO e DQO x OD.

A matriz de correlação bivariada dos parâmetros de qualidade da água, monitorados

é apresentada na Tabela 5.

Tabela 5 - Matriz de correlação bivariada dos parâmetros de qualidade da água.

Parâmetro DQO DBO5,20ºC DBO5,20ºC/DQO

Coef. Pearson p-Valor Coef. Pearson p-Valor Coef. Pearson p-Valor

DBO5,20ºC 0,804 0,000

DBO5,20ºC/DQO 0,520 0,027 0,824 0,000

OD -0,538 0,012 -0,467 0,051 -0,420 0,083


A relação entre os parâmetros que apresentaram correlação significativa foi

determinada pelo método de regressão linear, obtendo-se os seguintes resultados para o

coeficiente de determinação (R2), conforme consta da Tabela 6 e do Quadro 21.

Tabela 6 - Coeficientes de determinação (R²)

Parâmetro Coeficiente de Determinação - R2

DQO DBO5,20ºC DBO5,20ºC/DQO

DBO5,20ºC 64,6%

DBO5,20ºC/DQO 27,0% 67,8%

OD 28,9% 21,8% 17,6%


Em face dos resultados obtidos, é possível inferir que:

a matéria orgânica carbonácea (DBO5,20ºC) influencia moderadamente a DQO do corpo

d’água em 64,6%;

a fração biodegradável (DBO5,20ºC/DQO) sofre maior impacto da variação da carga

orgânica (~ 68%) do que do teor de materiais inertes ou não biodegradáveis (~ 27%);

o teor de oxigênio dissolvido presente no corpo d’água é fracamente influenciado (~ 18%)

pela fração biodegradável (DBO5,20ºC/DQO) e pelos teores de carga orgânica (~ 22%) e

materiais não biodegradáveis (~ 29%), o que implica dizer que a melhora do teor de

111

oxigênio dissolvido é apenas em parte explicada pela diminuição da carga orgânica e/ou

da fração biodegradável;

embora não haja dados disponíveis, suspeita-se que, em sua maior parte, a variação do

teor de oxigênio dissolvido possa ser explicada pelas alterações na vazão do corpo d’água;

estima-se que os baixos valores para a relação DBO5,20ºC/DQO observados após o período

da crise hídrica podem ser atribuídos à melhora da capacidade de autodepuração do corpo

d’água ou, ainda, a uma sensível redução do teor de matéria orgânica carbonácea.

Quadro 21 - Gráficos de regressão linear.


112

4.3 Análise inferencial

A normalidade dos dados foi testada por meio da aplicação da estatística de

Anderson-Darling, que consiste em comparar a função de distribuição acumulada empírica

dos dados de amostra com a distribuição esperada, caso os dados sejam normais. Quando

esta diferença observada é adequadamente grande, a hipótese nula que corresponde à

normalidade da população é rejeitada. Assim, quanto menor for o valor da estatística de

Anderson-Darling, melhor será o ajuste dos dados à distribuição normal.

O teste Anderson-Darling considerou um nível de confiança de 95% (= 0,05) e as

seguintes hipóteses:

H0: os dados seguem a distribuição normal;

H1: os dados não seguem a distribuição normal.

Os resultados dos testes de normalidade são apresentados no Quadro 22 e na Tabela

7, a seguir.

Quadro 22 - Resultado dos testes de normalidade de dados com a estatística Anderson-

Darling.


113

Tabela 7 - Resultados do Teste de normalidade de dados Anderson-Darling.

Parâmetro Média Mediana Desvio-

padrão AD p-Valor Tipo de

Distribuição

DBO5,20ºC 31,60 10,00 52,50 2,927 < 0,005 NÃO - NORMAL

Oxigênio dissolvido 2,81 2,70 1,78 0,267 0,650 Normal

DQO 96,71 50,00 98,64 4,527 < 0,005 NÃO - NORMAL

DBO5,20ºC/DQO 22,33 16,00 15,98 1,019 0,008 NÃO - NORMAL


Tendo em vista que os resultados de DQO, DBO5,20ºC e fração biodegradável

(DBO5,20ºC/ DQO) não seguem uma distribuição de frequências normal, apresentando

assimetria positiva e dois pontos de máximo (média e mediana diferentes), não é possível

definir a variabilidade desses parâmetros em função do desvio-padrão pois, conforme

explica Campos (2000): “o desvio-padrão nada mais é do que o ponto de inflexão da curva

normal, de forma que curvas assimétricas jamais podem ter desvio-padrão porque, mesmo

que tenham pontos de inflexão, eles dificilmente seriam simétricos em relação à média”.

4.3.1 Cartas de Controle

A fim de compreender melhor o comportamento dos parâmetros estudados em

relação ao período de escassez de chuvas (crise hídrica), os dados foram divididos em três

períodos: antes, durante e depois da crise hídrica, correspondentes, respectivamente, aos

períodos: out/2010 a set/2012, out/2012 a nov/2014 e dez/2015 a jun/2017 e, assim, foram

elaboradas cartas de controle.

Esse tipo de gráfico permite rastrear a variação do processo e detectar a presença de

causas especiais através da representação gráfica da amplitude móvel ao longo do tempo são

as cartas de controle. Porém, tal ferramenta só é aplicável quando os dados ajustam-se à

distribuição de frequências normal, ou seja: apresentam simetria.

No caso do parâmetro DQO, não foi possível elaborar um gráfico de carta de

controle, visto que os dados referentes a esse parâmetro situam-se muito próximos ou mesmo

abaixo do limite de detecção do método de análise, de forma a apresentar uma distribuição

de frequências não-normal para qualquer dos três períodos investigados (antes, durante e

após o período de ocorrência da crise hídrica), indicando, mais uma vez, que a presença de

outras substâncias inorgânicas que competem pelo oxigênio presente na água não é

significativa (vide Tabela 8).

114

Tabela 8 - Média, desvio padrão e limites de controle para DQO.

Período p-Valor Distribuição de Frequência

2010 - 2012 < 0,005 Não-Normal

2012 - 2015 0,034 Não-Normal

2015 - 2017 < 0,005 Não-Normal


A Tabela 9 relaciona os dados de p-Valor e as médias obtidas para cada período e o

Quadro 23 apresenta as cartas de controle da variabilidade dos parâmetros: Oxigênio

Dissolvido, DBO5,20ºC e DBO5,20ºC/DQO estratificados em três períodos (antes, durante e

depois do período de ocorrência da crise hídrica).

Ressalte-se que os limites inferiores de controle foram sempre considerados “zero”,

visto que não há sentido algum em apresentar valores negativos para os parâmetros

estudados.

Tabela 9 - Média, desvio padrão e limites de controle para oxigênio dissolvido, DBO5,20ºC e

DBO5,20ºC/DQO.

Parâmetro Período p-Valor Distribuição de

frequência Média LIC LSC

OD 2010 - 2012 0,752 Normal 2,58 1,57 - 8,33

2012 - 2015 0,730 Normal 2,34 1,65 - 6,33

2015 - 2017 0,790 Normal 3,54 2,10 - 9,79

DBO5,20ºC 2010 - 2012 0,320 Normal 14,40 7,67 - 34,30

2012 - 2015 0,370 Normal 75,00 76,60 - 286,20

2015 - 2017 0,090 Normal 6,57 3,60 - 16,30

DBO5,20ºC/DQO 2010 - 2012 0,410 Normal 26,52 11,65 - 55,30

2012 - 2015 0,841 Normal 31,54 21,41 - 116,90

2015 - 2017 0,763 Normal 11,44 3,62 2,50 20,40


115

Quadro 23 - Cartas de Controle I-MR para o parâmetro Oxigênio Dissolvido, DBO5,20ºC e

DBO5,20ºC/DQO.


116

Portanto, para os parâmetros monitorados é possível distinguir, três comportamentos

distintos ao longo do tempo, conforme apresentado na Tabela 10 e nos gráficos de

distribuição de frequências e boxplot a seguir (Quadro 24):

Tabela 10 - Resumo dos resultados da análise descritiva dos parâmetros divididos em três

períodos: antes, durante e depois da crise hídrica.

Período Média Mediana Variância Assimetria Curtose

Intervalo de

Confiança

DBO5,20ºC dez/2010 a

fev/2012

14,40 12,00 58,80 0,99 -0,17 4,88 - 23,92

out/2012 a

nov/2014

75,00 60,50 5.866,80 1,26 1,60 -5,38 - 155,38

fev/2015 a

jun/2017

6,57 6,00 12,95 1,72 3,66 3,24 - 9,90

DQO dez/2010 a

fev/2012

52,33 50,00 19,47 2,10 4,39 47,70 - 56,96

out/2012 a

nov/2014

166,25 128,00 18.685,36 0,59 -1,51 51,97 - 280,53

fev/2015 a

jun/2017

55,29 50,00 195,57 2,65 7,00 42,35 - 68,22

DBO/DQO dez/2010 a

fev/2012

26,52 24,00 1,36 0,59 -1,55 12,06 - 40,98

out/2012 a

nov/2014

31,54 30,18 4,58 0,21 -1,58 9,08 - 54,01

fev/2015 a

jun/2017

11,44 12,00 0,13 -0,35 -1,11 8,10 - 14,79

OD dez/2010 a

fev/2012

2,58 2,90 2,46 -0,28 -1,14 0,94 - 4,23

out/2012 a

nov/2014

2,34 2,20 2,71 0,42 -1,01 0,96 - 3,71

fev/2015 a

jun/2017

3,54 3,00 4,39 0,66 0,50 1,60 - 5,50


117

Quadro 24 - Gráficos de Distribuição de Frequências e Boxplot para os parâmetros

monitorados.


Em face do exposto, os resultados apresentados fornecem evidências para as

seguintes conclusões:

20

01

02

03

04

001- 05- 0 05 001 051 002 05

D

aic

nê

uq

erF

soda

D

leváiraV

)siopeD( OBD

)acirdíH esirC( OBD

)setnA( OB

N

)siopeD( OBD - )acirdíH esirC( OBD - )setnA( OBD :samargotsiH

00,57

04,41

75,6

lamro

DBO (Depois)DBO (Crise Hídrica)DBO (Antes)

200

150

100

50

0

Dad

os

14

Boxplot: DBO (Antes) - DBO (Crise Hídrica) - DBO (Depois)

40

5

01

51

02

52

03

001- 0 001 002 003 00

D

aic

nê

uq

erF

soda

D

leváiraV

)siopeD( OQD

)acirdíH esirC( OQD

)setnA( OQ

N

)siopeD( OQD - )acirdíH esirC( OQD - )setnA( OQD :samargotsiH

03,661

92,55

33,25

lamro

DQO (Depois)DQO (Crise Hídrica)DQO (Antes)

400

350

300

250

200

150

100

50

Dad

os

87

Boxplot: DQO (Antes) - DQO (Crise Hídrica) - DQO (Depois)

80

1

2

3

4

5

6

7

8

%0,02- %0,0- %0,02 %0,04 %0,06 %0,0

D

aic

nê

uq

erF

soda

D

leváiraV

)siopeD( OQD/OBD

)acirdíH esirC( OQD/OBD

)setnA( OQD/OB

N

)siopeD( OQD/OBD - )acirdíH esirC( OQD/OBD - )setnA( OQD/OBD :samargotsiH

%45,13

%¨25,62

%44,11

lamro

DBO/DQO (Depois)DBO/DQO (Crise Hídrica)DBO/DQO (Antes)

60,0%

50,0%

40,0%

30,0%

20,0%

10,0%

0,0%

Dad

os

Boxplot: DBO/DQO (Antes) - DBO/DQO (Crise Hídrica) - DBO/DQO (Depois)

80,0

5,0

0,1

5,1

0,2

5,2

0,3

0 2 4 6

D

aic

nê

uq

erF

soda

O

elbairaV

)siopeD( DO

)acirdíH esirC( DO

)setnA( D

N

45,3

85,2

33,2

)siopeD( DO - )acirdíH esirC( DO - )setnA( DO :samargotsiH lamro

OD (Depois)OD (Crise Hídrica)OD (Antes)

8

7

6

5

4

3

2

1

0

Dad

os

Boxplot: OD (Antes) - OD (Crise Hídrica) - OD (Depois)

118

- durante a crise hídrica, apenas a média do parâmetro oxigênio dissolvido manteve-se

inalterada, apesar da ocorrência de dois picos de baixo teor e oxigênio dissolvido;

- o teor de carga orgânica (DBO5,20ºC) sofreu uma sensível variação durante o período da

crise hídrica, apresentando uma média cinco vezes maior que o período anterior, ao passo

que a fração biodegradável (DBO5,20ºC/DQO) apresentou um ligeiro aumento;

- após a crise hídrica, observa-se uma sensível redução tanto no teor de carga orgânica, como

na fração biodegradável, bem como da variabilidade desses parâmetros;

- observou-se, também, uma ligeira melhora no teor de oxigênio dissolvido após o período

da crise hídrica e uma tendência dos valores em aproximar-se do padrão legal mínimo

estabelecido na Resolução CONAMA n. 357/2005 e no Decreto Estadual n. 8.468/76.

Assim, evidencia-se que, de fato, as águas do Córrego Barretinho apresentaram três

padrões de comportamento ao longo do tempo. Resta saber se as diferenças observadas são,

ou não, estatisticamente significativas.

4.3.2 Teste de Hipóteses

Os testes de hipóteses foram aplicados com a finalidade de avaliar se o período de

menor incidência de chuvas que acarretou a crise hídrica interferiu significativamente na

qualidade das águas do Córrego Barretinho, bem como investigar se as diferenças

observadas após o período da crise hídrica representam, de fato, uma mudança na qualidade

do corpo hídrico.

Devido ao pequeno tamanho das amostras e às características de assimetria

apresentadas, foram aplicados testes não paramétricos com a finalidade de diminuir a

influência de valores extremos, conforme orientam Torman (2012) e Campos (2000), já que

esses testes não fazem pressuposição sobre a distribuição dos dados.

4.3.2.1 Comparação entre três situações

Para a seleção do teste de hipóteses mais adequado à comparação de três situações,

foi necessária a análise prévia da igualdade de variâncias pelo método de Bartlet, para os

dados com distribuição de frequência normal, ou pelo método de Levene, para os dados com

distribuição de frequência não normal (DQO), considerando um nível de confiança de 95%

(= 0,05) e as seguintes hipóteses:

119

H0: todas as variâncias são iguais;

H1: nem todas as variâncias são iguais.

O p-Valor resultante foi comparado ao nível de significância ( = 5%), visando obter

evidências estatísticas para decidir pela rejeição da hipótese nula (H0), conforme apresentado

na Tabela 11 e no Quadro 25.


antes, durante e depois da crise hídrica.

Teste p-Valor Resultado

DBO5,20ºC Bartlet 0,000 Pelo menos uma das variâncias é diferente.

DQO Bartlet 0,000 Pelo menos uma das variâncias é diferente.

DBO5,20ºC /DQO Bartlet 0,002 Pelo menos uma das variâncias é diferente.

OD Bartlet 0,762 Todas as variâncias são iguais.



antes, durante e depois da crise hídrica.


DBO (Depois)

DBO (Crise Hídrica)

DBO (Antes)

250200150100500

P-Valor 0,000

Teste de Bartlett

Perí

od

o

95% Intervalos de confiança de Bonferroni para desvio padrão

Teste de Igualdade de variâncias: DBO x Período

DQO (Depois)

DQO (Crise Hídrica)

DQO (Antes)

350300250200150100500

P-Valor 0,000

Teste de Bartlett

Perí

od

o

95% Intervalos de Confiança de Bonferroni para o desvio padrão

Teste de Igualdade de Variâncias: DQO x Período

DBO/DQO (Depois)

DBO/DQO (Crise Hídrica)

DBO/DQO (Antes)

0,70,60,50,40,30,20,10,0

P-Valor 0,002

Teste de Bartlett

Perí

od

o

95% Intervalos de confiança de Bonferroni para o desvio padrão

Teste de Igualdade de Variâncias: DBO/DQO x Período

OD (Depois)

OD (Crise Hídrica)

OD (Antes)

654321

P-Valor 0,762

Teste de Bartlett

Perí

od

o

95% Intervalo de Confiança de Bonferroni para o desvio padrão

Teste de Igualdade de Variâncias: OD x Período

120

O comportamento não-normal dos dados de DQO é atribuído à imprecisão do método

de análise, visto que a maior parte dos resultados é muito próxima do limite de detecção. Por

essa razão, para esse parâmetro foi aplicado o teste de igualdade de medianas de Mood.

Nos casos da DBO5,20ºC e DBO5,20ºC/DQO, tendo em vista o pequeno tamanho das

amostras e que nem todas as variâncias são iguais, muito embora os resultados dos testes de

normalidade indiquem tratar-se de distribuições de frequência normais, e considerando

também que as medianas são menos influenciadas por valores extremos (TORMAN, 2012 e

CAMPOS, 2000), foi empregado o teste de medianas de Mood para efetuar a comparação

das três situações: antes, durante e depois da crise hídrica.

Já para o parâmetro OD, que também apresentou distribuição normal em cada um

dos três períodos, e variâncias estatisticamente iguais, é recomendada a aplicação do teste

de médias: ANOVA - 1 Fator.

Considerando um nível de confiança de 95% (= 0,05) e as seguintes hipóteses:

H0: não há diferença estatística entre as medianas/médias dos três períodos;

H1: há diferença estatística entre as medianas/médias dos três períodos.

Os resultados obtidos são apresentados na Tabela 12.

Tabela 12 - Comparação das medidas de tendência central (médias e medianas) dos dados

obtidos para os parâmetros monitorados antes, durante e depois da crise hídrica.

Situação Teste p-Valor Resultado

DBO5,20ºC Comparação das

Medianas

Mood 0,040 Há diferença estatística entre as

medianas dos três períodos.

DQO Comparação das

Medianas

Mood 0,343 Não há diferença estatística entre

as medianas dos três períodos.

DBO/DQO Comparação das

Medianas

Mood 0,118 Não há diferença estatística entre

as medianas dos três períodos.

OD Comparação das

Médias

ANOVA

(1 Fator)

0,419 Não há diferença estatística entre

as médias dos três períodos.


Em face dos resultados obtidos, decidiu-se comparar as situações duas a duas.

4.3.2.2 Comparação entre duas situações

Antes de efetuar a comparação entre duas situações, também é necessário conhecer

o comportamento das variâncias.

121

O teste de igualdade de variâncias adequado para a comparação de dados de duas

situações que apresentam distribuição de frequência normal é o teste “F”.

Figura 39 - Gráfico típico de uma variável aleatória com distribuição F.

Fonte: Cunha (2016)21.

Exclusivamente para os dados de DQO, foi aplicado o método de Levene para a

comparação das variâncias duas a duas, já que este parâmetro não atende aos critérios de

normalidade dos dados.

Foram efetuadas comparações entre os seguintes períodos hidrológicos:

- (2010-2012) x (2012-2015): Antes x Crise hídrica

- (2012-2015) x (2015-2017): Crise hídrica x Depois

- (2010-2012) x (2015-2017): Antes x Depois

4.3.2.2.1 Comparação - 2 situações (Antes x Crise Hídrica)

Como já visto, à exceção da DQO, os demais parâmetros apresentam dados com

distribuição de frequências normal para os dois períodos em questão, de forma que suas

variâncias puderam ser comparadas pelo teste “F”.

Somente no caso do parâmetro DQO foi aplicado o método de Levene para a

comparação das duas variâncias.

Considerando um nível de confiança de 95% (= 0,05) as seguintes hipóteses foram

estabelecidas:

H0: as variâncias são iguais;

H1: as variâncias não são iguais.

21 CUNHA, L. M. L. Estatística Aplicada II. Comparação das Variâncias de Duas Populações. Notas de

Aula, 2016. Disponível em:

https://edisciplinas.usp.br/pluginfile.php/2098061/mod_resource/content/0/aula12-2016.pdf. Acesso em 18

mar. 2018.

122

Os resultados obtidos encontram-se relacionados na Tabela 13 e no Quadro 26, a

seguir.


antes e durante a crise hídrica.


DBO5,20ºC Teste “F” 0,001 As variâncias não são estatisticamente iguais.

DQO Levene 0,002 As variâncias não são estatisticamente iguais.

DBO5,20ºC/DQO Teste “F” 0,261 As variâncias são estatisticamente iguais.

OD Teste “F” 0,946 As variâncias são estatisticamente iguais.





Para a comparação dos dados do parâmetro DQO, foi aplicado o teste de medianas

de Mood, tendo em vista que os mesmos não se ajustam à distribuição normal de frequências.

123

Para o parâmetro DBO5,20ºC que apresentou distribuição de frequências normal e

variâncias estatisticamente distintas, é recomendada a aplicação do Teste “t” para 2

Amostras com variâncias diferentes.

Por terem distribuição normal de frequência e variâncias estatisticamente iguais, foi

recomendada a aplicação do Teste “t” para 2 Amostras com variâncias iguais para os

parâmetros Oxigênio Dissolvido e DBO5,20ºC/DQO.

Entretanto, tendo em vista tratar-se de amostras com tamanho menor que 10 e

considerando, também, os valores dos coeficientes de assimetria das distribuições,

considerou-se mais adequado aplicar o teste de Medianas de Mood, visando diminuir a

influência dos valores extremos, conforme orientam Torman (2012) e Campos (2000).

A título de comparação, também foram executados os testes “t” recomendados.

Considerando um nível de confiança de 95% (= 0,05) e as seguintes hipóteses:

H0: não há diferença estatística entre as medianas/médias antes e durante a crise hídrica;

H1: há diferença estatística entre as medianas/médias antes e durante a crise hídrica,

Os resultados obtidos encontram-se relacionados na Tabela 14, a seguir.





Medianas

Mood 0,122 Não há diferença estatística

entre as medianas/médias antes

e durante a crise hídrica. Comparação das

Médias

Teste “t” 0,112


Medianas


entre as medianas antes e

durante a crise hídrica.


Medianas




Médias

Teste “t”

(variâncias iguais)

0,651

OD Comparação das

Medianas




Médias

Teste “t”


0,783


No período que antecedeu à crise hídrica (2010-2012) o Córrego Barretinho

apresentou um teor médio de carga orgânica em termos de DBO5,20ºC correspondente a 14,40

124

7,67 mg/L, o qual aumentou para 75,00 76,6 mg/L (cinco vezes maior), muito

provavelmente devido ao impacto do baixo índice de pluviosidade verificado nesse período

sobre a vazão do Córrego Barretinho.

Também se verificou um aumento no teor de material não biodegradável, porém em

menor escala: apenas três vezes maior, isto é, de 52,33 mg/L para 166,25 mg/L, em média.

Entretanto, os dados da fração biodegradável obtida a partir da relação

DBO5,20ºC/DQO, para esse período indicam um ligeiro aumento da fração de material

biodegradável no Córrego Barretinho: de 26,5 11,65% para 31,5 21,40%, atribuído à

diminuição do aporte de resíduos carreados pelas chuvas.

Portanto, é possível afirmar, com 95% de confiança, que não há diferença estatística

entre o período anterior à crise hídrica e durante a mesma.

4.3.2.2.2 Comparação - 2 situações (Crise Hídrica x Depois)

Tendo em vista que somente o parâmetro DQO apresentou distribuição de

frequências não-normal para os dois períodos, mais uma vez aplicou-se o método de Levene

somente para esse parâmetro, enquanto o teste “F” foi aplicado aos demais parâmetros

visando à comparação das variâncias dos dados obtidos durante e após a crise hídrica.

Considerou-se um nível de confiança de 95% (= 0,05) e as seguintes hipóteses:



Os resultados encontram-se relacionados na Tabela 15 e no Quadro 27, a seguir.


durante e depois da crise hídrica.


DBO5,20ºC Teste “F” 0,000 As variâncias não são estatisticamente iguais.

DQO Levene 0,001 As variâncias não são estatisticamente iguais.

DBO5,20ºC/DQO Teste “F” 0,000 As variâncias não são estatisticamente iguais.



125


durante e depois da crise hídrica.


À exceção do parâmetro DQO, caso os dois períodos dos demais parâmetros tivessem

um tamanho de amostras suficientemente grande e apresentassem dados com distribuição de

frequências normal, seria recomendada a aplicação do Teste “t” para 2 Amostras para.

No entanto, em face do pequeno tamanho das amostras e das características de

assimetria apresentadas pelos dados de DBO5,20ºC e DBO5,20ºC/DQO, para efetuar a

comparação entre os dados referentes aos períodos “durante” e “depois” da crise hídrica,

também adotou-se o teste de Medianas de Mood, realizando-se o teste “t” para variâncias

diferentes somente para efeito de comparação.

No caso do parâmetro OD, foi aplicado o teste “t” para variâncias iguais para efeito

de comparação com os resultados do teste de Medianas de Mood.

Assim, considerando um nível de confiança de 95% (= 0,05) e as seguintes

hipóteses:

H0: não há diferença estatística entre as medianas/médias durante e depois da crise

hídrica;

H1: há diferença estatística entre as medianas/médias durante e depois da crise hídrica,

126



parâmetros monitorados durante e depois da crise hídrica.



Medianas

Mood 0,013 Há diferença estatística entre

as medianas durante e depois

da crise hídrica.

Não há diferença estatística

entre as médias durante e depois

da crise hídrica.

Comparação das

Médias

Teste “t”

(variâncias diferentes)

0,080


Medianas


entre as medianas durante e

depois da crise hídrica.


Medianas


entre as médias e medianas

durante e depois da crise

hídrica. Comparação das

Médias

Teste “t”

(variâncias diferentes) 0,072

OD Comparação das

Medianas



durante e depois da crise hídrica Comparação das

Médias

Teste “t”

(variâncias iguais) 0,234


Considerando que, no caso de dados assimétricos, a média pode ser

significativamente influenciada por valores extremos, a mediana corresponde a uma melhor

representação da tendência central.

Assim, com um nível de 95% de confiança, conclui-se que somente os resultados de

DBO5,20ºC do período posterior à crise hídrica apresentaram diferença significativa em

relação aos dados obtidos durante a crise hídrica.

4.3.2.2.3 Comparação - 2 situações (Antes x Depois)

A igualdade de variâncias entre os períodos anterior e posterior à crise hídrica foi

testada pelos métodos de Levene para os parâmetros com distribuição de frequências não-

normal (DQO) e teste “F” para os demais parâmetros.

Considerou-se um nível de confiança de 95% (= 0,05) e as seguintes hipóteses:



127

Os resultados encontram-se relacionados na Tabela 17 e no Quadro 28, a seguir.


antes e depois da crise hídrica.


DBO5,20ºC Teste “F” 0,100 As variâncias são estatisticamente iguais.

DQO Levene 0,631 As variâncias são estatisticamente iguais.

DBO5,20ºC/DQO Teste “F” 0,015 As variâncias não são estatisticamente iguais.




antes e depois da crise hídrica.


Para os dados do parâmetro DQO que não seguem a distribuição de frequência

normal, foi realizada a comparação das medianas pelo Teste de Medianas de Mood.

Em função das características de assimetria e dos tamanhos das amostras,

considerou-se mais adequado efetuar a comparação entre as duas situações por mei da

aplicação do Teste de Medianas de Mood.

128

Porém, a título de comparação, no caso dos dados com distribuição normal também

foram efetuadas as comparações entre as médias dos demais parâmetros, conforme segue:

- para o parâmetro fração biodegradável (DBO5,20ºC/DQO) que apresentou variâncias

estatisticamente diferentes, foi aplicado o teste “t” para 2 amostras com variâncias diferentes;

- para os demais parâmetros monitorados que apresentaram dados com distribuição de

frequências normal e variâncias iguais nos dois períodos, é aplicável o Teste “t” para 2

amostras com variâncias iguais.

Considerando um nível de confiança de 95% (= 0,05) foram formuladas as

seguintes hipóteses:

H0: não há diferença estatística entre as medianas/médias antes e depois da crise hídrica;

H1: há diferença estatística entre as medianas/médias antes e depois da crise hídrica,



parâmetros monitorados antes e depois da crise hídrica.



Medianas


as médias e medianas antes e

depois da crise hídrica Comparação das

Médias

Teste “t”

(variâncias iguais) 0,038


Medianas


entre as medianas antes e depois

da crise hídrica


Medianas


as médias e medianas antes e

depois da crise hídrica Comparação das

Médias

Teste “t”

(variâncias diferentes) 0,049

OD Comparação das

Medianas



antes e depois da crise hídrica Comparação das

Médias

Teste “t”


0,377


A comparação entre os dados de DBO5,20ºC e da fração biodegradável antes e depois

do período da crise hídrica, indica que, além da redução do teor médio de carga orgânica,

houve também uma significativa redução na variabilidade dos dados, embora ainda seja

ultrapassado o padrão legal aplicável previsto na legislação vigente.

129

Com 95% de confiança, os testes de hipóteses indicam que, de fato, há diferença

estatística entre as médias e as medianas do parâmetro DBO5,20ºC quando são comparados os

períodos: antes x depois da crise hídrica e durante x depois da crise hídrica:

Antes x Depois da crise hídrica: 14,40 7,67 mg/L x 6,57 3,6 mg/L;

Durante x Depois da crise hídrica: 75,00 76,6 mg/L x 6,57 3,6 mg/L.

Também se verifica uma redução significativa da fração biodegradável média

presente no corpo d’água, quando foram comparados os períodos anterior e posterior à crise

hídrica:

Antes x Depois da crise hídrica: DBO5,20ºC/DQO = 26,52 11,657 % x 11,44 3,62 %.

Portanto, ao se comparar os dados de tendência central (média e mediana) dos

parâmetros DBO5,20ºC e DBO5,20ºC/DQO, é possível afirmar, com 95% de confiança, que nos

períodos anterior e posterior à crise hídrica, obtém-se valores estatisticamente diferentes.

Entretanto, o mesmo não ocorre com o teor de oxigênio dissolvido cuja média pouco

variou em função da crise hídrica, pois, com 95% de confiança, os testes de hipóteses

indicam que não é possível afirmar que haja diferença estatística significativa entre os dois

períodos.

Apesar disso, percebe-se que houve uma sutil melhora (aproximadamente 37%),

indicando uma tendência à recuperação dos níveis ideais de oxigênio dissolvido, corroborada

pelos estudos de correlação que indicaram que cerca de 22% do valor do teor de oxigênio

dissolvido pode ser explicado pelos teores de carga orgânica presente no Córrego Barretinho,

chegando a atingir, ocasionalmente, valores um pouco acima do limite mínimo estabelecido

para corpos d’água Classe II:

Antes x Depois da crise hídrica: OD = 2,58 1,57 mg/L x 3,54 2,10 mg/L,

Ressalta-se que durante todo o período avaliado (2010-2017) os dados de oxigênio

dissolvido permaneceram ajustados à distribuição normal de frequências.

Estima-se que a causa da melhoria das condições do Córrego Barretinho após o

período da crise hídrica, muito provavelmente encontra-se relacionada à redução da poluição

difusa, pois embora o período crítico da crise hídrica tenha passado, ao final do período

estudado os índices pluviométricos ainda não haviam sido totalmente reestabelecidos,

conforme tratado por Rocha (2017).

130

Verificou-se, também, que próximo ao ponto investigado neste trabalho há um poço

de visita (PV) da SABESP que, no passado apresentou recorrentes episódios de vazamento,

mas em função das recentes melhorias implementadas no bairro relativas à redução de

ligações factíveis, vem sendo mantido em condições adequadas e, certamente, contribuiu de

forma positiva para a melhoria das condições do Córrego Barretinho, mediante a redução da

poluição difusa.

Salienta-se que, na maioria das vezes, esse tipo de vazamento é provocado pelo mau

uso da rede coletora, decorrente do lançamento indevido de resíduos sólidos de natureza

diversa na rede coletora e de ligações à rede mal conduzidas, conforme esclarece o gerente

comercial da SABESP: “o trabalho em campo nos possibilita identificar diferentes cenários,

como locais sem rede, falta de instalações sanitárias, soleira negativa (quando o terreno está

abaixo do nível da rua), tubulação muito funda, indícios de conexão irregular, entre outras”

(COMPANHIA DE SANEAMENTO BÁSICO DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2016).

4.4 Análise inferencial - influência da sazonalidade

Visando avaliar a influência da sazonalidade, os dados foram separados conforme a

data da coleta, considerando todos os dados (situação 1) e excluindo os dados obtidos durante

o período da crise hídrica (situação 2), observando que:

Estação seca ........: de abril a setembro;

Estação chuvosa ..: de outubro a março.

Os resultados da análise descritiva dos parâmetros avaliados são apresentados na

Tabela 19, a seguir.

A normalidade dos dados foi testada por meio da estatística de Anderson-Darling,

considerando-se um nível de confiança de 95% ( = 0,05) e as seguintes hipóteses:

- H0: os dados seguem a distribuição normal;

- H1: os dados não seguem a distribuição normal.

131

Tabela 19 - Resumo dos resultados da análise descritiva dos parâmetros divididos em dois

períodos: estação seca e estação chuvosa, considerando todos os dados (Situação

1) e excluindo os dados obtidos durante a crise hídrica (Situação 2).

Situação Parâmetro Período Média Mediana Variância Assimetria p-Valor Intervalo de

Confiança

1 DBO5,20ºC Est. Seca 22,00 6,00 1.340,00 2,407 < 0,005 3,00 - 46,53*

Est. Chuvosa 37,64 12,00 3.772,66 2,685 < 0,005 7,00 - 47,55*

DQO Est. Seca 70,88 50,00 2.995,84 2,801 < 0,005 50,00 - 70,33*

Est. Chuvosa 112,62 50,00 13.748,59 1,723 < 0,005 50,00 - 125,47*

DBO/DQO Est. Seca 20,38 12,00 3,31 1,137 0,028 6,00 - 44,59*

Est. Chuvosa 23,57 16,09 2,31 1,608 0,040 13,86 - 34,16*

OD Est. Seca 3,63 3,75 4,02 0,396 0,666 1,95 - 5,30

Est. Chuvosa 2,31 2,40 2,23 0,260 0,504 1,41 - 3,21

2 DBO5,20ºC Est. Seca 9,60 6,00 87,30 2,030 0,023 3,00 - 26,00*

Est. Chuvosa 10,00 8,00 23,67 0,620 0,512 5,50 - 14,50

DQO Est. Seca 51,83 50,00 20,17 2,449 < 0,005 50,00 - 57,07*

Est. Chuvosa 55,71 50,00 191,57 2,611 < 0,005 50,00 - 62,07*

DBO/DQO Est. Seca 17,33 12,00 2,13 1,902 0,051 0,00 - 35,45

Est. Chuvosa 18,01 16,00 0,72 1,202 0,146 10,17 - 25,84

OD Est. Seca 3,98 4,05 4,17 0,355 0,822 1,84 - 6,13

Est. Chuvosa 2,34 2,40 2,01 -0,072 0,902 1,03 - 3,65

* Dados não-normais: intervalo de confiança para medianas.


Independente de ajustar-se ou não à normalidade, o teste de igualdade de variâncias:

Teste “F” foi aplicado a todos os parâmetros e situações, considerando um nível de confiança

de 95% ( = 0,05) e as seguintes hipóteses:

- H0: as variâncias das estações seca e chuvosa são iguais;

- H1: as variâncias das estações seca e chuvosa não são iguais.

Para avaliar se há diferença significativa entre os resultados obtidos nos períodos

seco e chuvoso, aos parâmetros que apresentaram distribuição de frequência não-normal foi

aplicado o Teste de Medianas de Mood, considerando-se um nível de confiança de 95% (

= 0,05) e as seguintes hipóteses:

132

- H0: as medianas das estações seca e chuvosa são iguais;

- H1: as medianas das estações seca e chuvosa não são iguais.

Considerando o pequeno tamanho das amostras (próximo a 10 unidades), bem como

as características de assimetria, o Teste de Medianas de Mood também foi aplicado aos dados

que se ajustam à distribuição normal, visando diminuir a influência dos valores extremos.

A título de comparação, no caso dos parâmetros que apresentaram distribuições de

frequência normal e variâncias iguais, também foi aplicado o Teste “t” para 2 Amostras com

variâncias iguais, considerando-se as seguintes hipóteses, para um nível de confiança de 95%

( = 0,05):

- H0: as médias das estações seca e chuvosa são iguais;

- H1: as médias das estações seca e chuvosa não são iguais.

Os resultados são apresentados nos Quadros 29 e 30 e nas Tabelas 20 e 21.

Tabela 20 - Resultados dos testes de hipóteses para a Situação 1 (considerando todos os

dados).

Parâmetro Tipo de

Distribuição

Comparação entre

Variâncias

Comparação

entre Médias

Comparação entre

Medianas

DBO5,20ºC Não-normal

(p-Valor < 0,005)

p-Valor = 0,648

(𝜎12 = 𝜎2

2)

- p-Valor = 0,147

(Mediana1 = Mediana2)

DQO Não-normal

(p-Valor < 0,005)

p-Valor = 0,360

(𝜎12 = 𝜎2

2)

- p-Valor = 0, 525


DBO5,20ºC./DQO Não-normal

(p-Valor = 0,028 e

0,040)

p-Valor = 0,777

(𝜎12 = 𝜎2

2)

- p-Valor = 0, 280


OD Normal

(p-Valor =0,666 e

0,504)

p-Valor = 0,352

(𝜎12 = 𝜎2

2)

p-Valor = 0,101

(μ1 = μ2)

p-Valor = 0,284



Depreende-se, então, com 95% de confiança, que não se verifica a existência de

diferença estatística significativa entre as medianas dos parâmetros monitorados quer na

estação seca, quer na estação chuvosa, mesmo sendo considerados os dados obtidos durante

o período da crise hídrica.

Também é possível afirmar com 95% de confiança que as médias do parâmetro

oxigênio dissolvido, que apresentaram distribuição de frequência normal nos dois períodos

133

(estações seca e chuvosa), não apresentaram variação significativa do ponto de vista

estatístico.

Quadro 29 - Comparação do comportamento dos parâmetros monitorados nas estações seca

e chuvosa - Situação 1 (considerando todos os dados).


20

02

04

06

08

001

0 05 001 051 00

D

6,7322

aic

nê

uq

erF

L/gm - )Cº02,5(OB

D

leváiraV

)avuhC( OBD

)aceS( OB

N

)avuhC( OBD x )aceS( OBD - amargotsiH :1 OÃÇAUTIS lamro

DBO (Chuva)DBO (Seca)

200

150

100

50

0

Dad

os

SITUAÇÃO 1: Boxplot - DBO (Seca) x DBO (Chuva)

30

02

04

06

08

001

0 05 001 051 002 052 003 05

D

6,2119,07

aic

nê

uq

erF

)L/gm( OQ

D

sieváiraV

)avuhC( OQD

)aceS( OQ

N

)avuhC( OQD x )aceS( OQD - amargotsiH :1 OÃÇAUTIS lamro

DQO (Chuva)DQO (Seca)

400

350

300

250

200

150

100

50

Dad

os

SITUAÇÃO 1: Boxplot - DQO (Seca) x DQO (Chuva)

60

02

04

06

08

001

%0,0- %0,01 %0,02 %0,03 %0,04 %0,05 %0,0

D

%6,32%4,02

aic

nê

uq

erF

OQD/)Cº02,5(OB

D

leváiraV

)avuhC( OQD/OBD

)aceS( OQD/OB

N

)avuhC( OQD/OBD x )aceS( OQD/OBD - amargotsiH :1 OÃÇAUTIS lamro

DBO/DQO (Chuva)DBO/DQO (Seca)

60,0%

50,0%

40,0%

30,0%

20,0%

10,0%

0,0%

Dad

os

SITUAÇÃO 1: Boxplot - DBO/DQO (Seca) x DBO/DQO (Chuva)

80

02

04

06

08

001

0 2 4 6

O

803,2 526,3

aic

nê

uq

erF

L/gm - D

O

leváiraV

)avuhC( DO

)aceS( D

N

)avuhC( DO x )aceS( DO - amargotsiH :1 OÃÇAUTIS lamro

OD (Chuva)OD (Seca)

8

7

6

5

4

3

2

1

0

Dad

os

SITUAÇÃO 1: Boxplot - OD (Seca) x OD (Chuva)

134


seca e chuvosa - Situação 2 (sem considerar o período da crise hídrica).


20

02

04

06

08

001

0 03 06 09 021 051 081 01

D

016,9

aic

nê

uq

erF

L/gm - )Cº02,5(OB

D

leváiraV

)avuhC( OBD

)aceS( OB

N

)avuhC( OBD x )aceS( OBD - amargotsiH :2 OÃÇAUTIS lamro

DBO (Chuva)DBO (Seca)

25

20

15

10

5

0

Dad

os

SITUAÇÃO 2: Boxplot - DBO (Seca) x DBO (Chuva)

30

02

04

06

08

001

05 001 051 002 052 003 05

D

8,15 7,55

aic

nê

uq

erF

)L/gm( OQ

D

elbairaV

)avuhC( OQD

)aceS( OQ

N

)avuhC( OQD x )aceS( OQD - amargotsiH :2 OÃÇAUTIS lamro

DQO (Chuva)DQO (Seca)

90

80

70

60

50

Dad

os

SITUAÇÃO 2: Boxplot - DQO (Seca) x DQO (Chuva)

60

02

04

06

08

001

%0,0 %0,21 %0,42 %0,63 %0,84 %0,0

D

%0,81%4,51

aic

nê

uq

erF

OQD/)Cº02,5(OB

D

leváiraV

)avuhC( OQD/OBD

)aceS( OQD/OB

N

)avuhC( OQD/OBD - )aceS( OQD/OBD - amargotsiH :2 OÃÇAUTIS lamro

DBO/DQO (Chuva)DBO/DQO (Seca)

45,0%

40,0%

35,0%

30,0%

25,0%

20,0%

15,0%

10,0%

5,0%

Dad

os

SITUAÇÃO 2: Boxplot - DBO/DQO (Seca) x DBO/DQO (Chuva)

80

02

04

06

08

001

0 2 4 6

D

343,2 689,3

aic

nê

uq

erF

OQD/)Cº02,5(OB

O

leváiraV

)avuhC( DO

)aceS( D

N

)avuhC( DO x )aceS( DO - amargotsiH :2 OÃÇAUTIS lamro

OD (Chuva)OD (Seca)

8

7

6

5

4

3

2

1

0

Dad

os

SITUAÇÃO 2: Boxplot - OD (Seca) x OD (Chuva)

135

Tabela 21 - Resultados dos testes de hipóteses para a Situação 2 (excetuando os dados

referentes ao período da crise hídrica).

Parâmetro Tipo de Distribuição Comparação

entre Variâncias

Comparação

entre Médias

Comparação entre

Medianas

DBO5,20ºC Não-normal e Normal

(p-Valor =0,023 e

0,512)

p-Valor = 0,678

(𝜎12 = 𝜎2

2)

- p-Valor = 0,558


DQO Não-normal

(p-Valor < 0,005)

p-Valor = 0,526

(𝜎12 = 𝜎2

2)

- p-Valor = 0,612


DBO5,20ºC./DQO Não-normal e normal

(p-Valor =0,020 e

0,146)

p-Valor = 0,613

(𝜎12 = 𝜎2

2)

- p-Valor = 0, 391


OD Normal

(p-Valor =0,732 e

0,902)

p-Valor = 0,705

(𝜎12 = 𝜎2

2)

p-Valor = 0,088

(μ1 = μ2)

p-Valor = 0,109



É possível afirmar, com 95% de confiança, que não há diferença estatística

significativa entre as medianas das estações seca e chuvosa. A mesma afirmação aplica-se

às médias do parâmetro oxigênio dissolvido que apresentaram distribuição de frequência

normal.

Portanto, seja considerando os dados do período de ocorrência da crise hídrica ou

não, a comparação entre as estações seca e chuvosa permite concluir, com 95% de confiança,

que não há diferença estatisticamente significativa entre as medidas de tendência central

(média e mediana, conforme o caso).

4.5 Estudo da capacidade de atendimento à legislação

O objetivo principal deste trabalho consiste em determinar os teores médios de

oxigênio dissolvido e DBO do Córrego Barretinho a montante do ponto de lançamento de

efluente da SABESP, a fim de propor medidas de proteção à qualidade do rio para que o

efluente tratado não altere as características do corpo d’água receptor.

No entanto, o próprio Córrego Barretinho já não vem atendendo aos limites previstos

na Resolução CONAMA n. 357/2005 para corpos d’água Classe II, que correspondem a uma

carga orgânica máxima de 5,mg/L e um teor mínimo de oxigênio dissolvido correspondente

a 5,0 mg/L, conforme resta demonstrado na Tabela 22, a seguir:

136

Tabela 22 - Comparação entre os resultados de cada período e os limites estabelecidos na

Legislação vigente.

Parâmetro CONAMA

357/2005 Média Mediana Intervalo de

Confiança

Oxigênio dissolvido LIE = 5,0 mg/L 2,81 1,78 2,70 2,00 - 3,62

OD (2010-2012) 2,58 1,57 2,90 0,94 - 4,23

OD (2012-2015) 2,34 1,65 2,20 0,96 - 3,71

OD (2015-2017) 3,54 2,10 3,00 1,60 - 5,48

DBO (2010-2012) LSE = 5,0 mg/L 14,40 7,67 12,00 4,88 - 23,92

DBO (2012-2015) 75,00 76,60 60,50 -5,38 - 155,38

DBO (2015-2017) 6,57 3,60 6,00 3,24 - 9,90


A análise de capabilidade confirma os indícios apontados pelo gráfico de tendência,

ou seja, após a crise hídrica, de fato, houve uma significativa melhora da qualidade das águas

do Córrego Barretinho em termos de teor de carga orgânica (DBO5,20ºC) e oxigênio

dissolvido, conforme é apresentado na Tabela 23, pois o índice de falhas no atendimento aos

padrões de enquadramento do corpo d’água foi reduzido de 93,84% para 75,65%, no caso

do teor de Oxigênio Dissolvido, e de 92,01% para 70,27%, no caso do teor de carga orgânica

dissolvida.

Tabela 23 - Resultados do estudo de capacidade de atendimento à Legislação de acordo

com o período investigado.

Parâmetro Período PPK CPK Benchmarking (ZST) DPMO (%)

Oxigênio Dissolvido (2010-2017) -0,41 -0,42 0,27 89,05%

(2010-2012) -0,51 -0,42 -0,04 93,84%

(2012-2015) -0,54 -0,67 -0,12 94,70%

(2015-2017) -0,23 -0,23 0,80 75,65%

DBO5,20ºC (2010-2017) -0,28 * 0,60 81,50%

(2010-2012) -0,41 -0,47 0,09 92,01%

(2012-2015) -0,30 -0,33 -0,63 98,34%

(2015-2017) -0,15 -0,16 0,97 70,27%


Salienta-se que, tendo em vista que os dados de DBO5,20ºC para o período 2010-2017

não seguem a distribuição normal de frequências, foi aplicada a ferramenta: Identificação de

Distribuição Individual do Minitab 17, obtendo-se o melhor ajuste dos dados à Transformada

de Johnson (p-Valor = 0,924 e AD = 0,167) e, somente então, os dados foram submetidos à

137

análise de capabilidade. Por essa razão, não foi obtido o índice de capacidade CPK para todo

o período compreendido entre 2010 e 2017.

Os índices de capacidade (CPK) e desempenho (PPK) foram menores que “zero” em

todas as situações estudadas para os parâmetros que possuem limites legais definidos,

indicando que as médias em todas as situações localizam-se fora dos limites de tolerância

estabelecidos pelos padrões de enquadramento. Entretanto, a proximidade entre os valores

de PPK e CPK indica uma certa estabilidade entre os dados. Por essa razão, a qualidade das

águas do Córrego Barretinho no ponto a montante da linha férrea e da ETE-SABESP, foi

considerada inadequada à tolerância exigida.

Os Quadros 31, 32 e 33 apresentam os resultados da análise de capacidade de

atendimento à legislação.

Quadro 31 - Relatórios de capabilidade dos parâmetros DBO5,20ºC e OD para o

período compreendido entre 2010 e 2017.


138

Quadro 32 - Relatórios de capabilidade da DBO5,20ºC (antes, durante e depois da crise

hídrica).


139

Quadro 33 - Relatórios de capabilidade do teor de Oxigênio Dissolvido (antes,

durante e depois da crise hídrica).


140

A análise da capabilidade fornece evidências de que, de fato, no período posterior à

crise hídrica, registrou-se uma melhora significativa da qualidade das águas do Córrego

Barretinho em termos de redução do teor de carga orgânica.

A redução na variabilidade da DBO5,20ºC demonstrada por meio do gráfico de

intervalos apresentado no Quadro 34, parece estar relacionada com a vazão do Córrego

Barretinho e, possivelmente, com os cuidados que a população e a própria SABESP

passaram a adotar, no que diz respeito ao descarte inadequado de resíduos e limpeza do poço

de verificação da rede de esgotos que passa próximo ao ponto de coleta, já que o Córrego

Barretinho atravessa uma área densamente urbanizada do município de Roseira.

No que diz respeito ao teor de oxigênio dissolvido, o Córrego Barretinho passou a

apresentar melhores resultados após o período da crise hídrica, apesar do aumento da

variabilidade.

Quadro 34 - Gráficos de intervalos para os parâmetros DBO5,20ºC e teor de Oxigênio

Dissolvido.

Evidencia-se que, de fato, houve uma tímida melhora em termos de recuperação do

teor de oxigênio dissolvido, mas que ainda não chegou impactar positivamente o corpo

d’água.

141

5 CONCLUSÕES

O acentuado aumento do teor de carga orgânica observado no Córrego Barretinho no

período compreendido entre outubro/2012 e janeiro/2015, foi relacionado ao período da crise

hídrica que afetou a região Sudeste do Brasil e atribuído à provável redução da vazão do

corpo d’água, em decorrência do baixo índice de pluviosidade verificado durante esse

evento.

A influência da sazonalidade sobre os parâmetros monitorados foi avaliada de duas

formas: considerando todos os dados, independentemente da ocorrência da crise hídrica

(situação 1) e excluindo-se os dados da crise hídrica (situação 2). Porém, os testes de

hipóteses revelam, com 95% de confiança, que não há diferença estatística entre os dados

obtidos na estação seca e na estação chuvosa, a despeito da crise hídrica.

No que diz respeito à DQO, concluiu-se que a presença de outras substâncias que

competem pelo oxigênio presente na água não é significativa, sendo que em torno de 64%

do teor de DQO pode ser explicado pela matéria orgânica carbonácea presente no corpo

d’água, conforme indicam os resultados do estudo de correlação.

A comparação entre os teores de DBO5,20ºC e fração biodegradável presente no corpo

d’água antes e após a crise hídrica indica, com 95% de confiança, que, de fato, há diferença

estatística entre as medidas de tendência central (médias e medianas) além de uma

significativa redução na variabilidade dos dados, embora ainda seja ultrapassado o padrão

legal aplicável previsto na legislação vigente:

DBO5,20ºC ............. : 14,40 7,67 mg/L 6,57 3,6 mg/L;

DBO5,20ºC/DQO .... : 26,52 11,66 % 11,44 3,62 %.

O estudo da capabilidade do Córrego Barretinho em atender aos padrões de

enquadramento estabelecidos na legislação vigente revela que, de fato, houve uma redução

no índice de falhas, tanto em termos de DBO5,20ºC, como do teor de oxigênio dissolvido que,

no período compreendido entre 2010-2012, correspondia a, aproximadamente, 94%

passando a índices da ordem de 70% de falhas no período que vai de 2015 a 2017, o que

ainda é bastante representativo.

A proximidade entre os índices de capacidade (CPK) e desempenho (PPK), sempre

menores que “zero”, indica que, em todas as situações estudadas, as médias localizam-se

fora dos limites de tolerância estabelecidos pelos padrões de enquadramento, apresentando

uma certa estabilidade, de tal forma que a qualidade das águas do Córrego Barretinho no

142

ponto a montante da linha férrea e da ETE-SABESP, pode ser considerada inadequada à

tolerância exigida.

Por todo o exposto, conclui-se que os valores médios dos teores de carga orgânica

em termos de DBO5,20ºC, oxigênio dissolvido e fração biodegradável, em termos da relação

DBO5,20ºC/DQO, após o período da crise hídrica são os seguintes:

Oxigênio Dissolvido = 3,54 2,10 mg/L;

DBO5,20ºC = 6,57 3,6 mg/L;

DBO5,20ºC/DQO = 11,44 3,62 %.

Credita-se a redução da poluição difusa à intensificação das campanhas de redução

do consumo por meio do Programa de Uso Racional da Água (PURA), ocorrida durante o

período da crise hídrica, a adoção de novos hábitos de consumo por parte da população,

refletido de forma significativa na geração de efluentes (COMPANHIA DE

SANEAMENTO BÁSICO DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2014).

“Com pequenas mudanças de hábitos, todos podemos contribuir para conservar nossas

águas, aprendendo a controlar a poluição e a consumir sem desperdício”

(MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE, 2005).

143

REFERÊNCIAS

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Panorama do enquadramento dos corpos d’água

do Brasil e Panorama da qualidade das águas subterrâneas no Brasil. Brasília, DF,

2007. 124 p.: il. (Caderno de Recursos Hídricos, 5). Disponível em:

<http://pnqa.ana.gov.br/Publicacao/PANORAMA_DO_ENQUADRAMENTO.pdf>

Acesso em 21 fev. 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS -. Previsão de eventos críticos na bacia do Rio

Paraíba do Sul, R 02 - coleta de dados. Engecorps - Brasília: ANA, SUM, 2010. 285p.

Disponível em: <http://gripbsul.ana.gov.br/rels/R02.Coleta%20de%20dados.pdf>. Acesso

em 04 mar. 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Planos de recursos hídricos e enquadramento

dos corpos de água. Brasilia, DF, 2013. Cadernos de capacitação em recursos hídricos, v.

5. Disponível em: <http://www.cbh.gov.br/EstudosETrabalhos/20140108101800

_CadHidrico_vol5_completo.pdf> Acesso: em 21 fev. 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Indicadores de qualidade - índice de qualidade

das águas. Portal de qualidade de águas. Brasília, DF, 2014a. Disponível em:

<http://pnqa.ana.gov.br/default.aspx>. Acesso em: 20 fev. de 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Conjuntura dos recursos hídricos no Brasil -

Informe 2014. Encarte especial sobre a crise hídrica. Sistema Nacional de Informações

sobre Recursos Hídricos. Brasília, DF, 2014b. Disponível em:

<http://www3.snirh.gov.br/portal/snirh/centrais-de-conteudos/conjuntura-dos-recursos-

hidricos>. Acesso em: 28 fev. de 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Conjuntura dos recursos hídricos no Brasil:

regiões hidrográficas brasileiras. Edição especial. Superintendência de Planejamento de

Recursos Hídricos. Brasília, DF, ANA, 2015. Disponível em:

<http://www.snirh.gov.br/portal/snirh/centrais-de-conteudos/conjuntura-dos-recursos-

hidricos/regioeshidrograficas2014.pdf >. Acesso em: 04 abr. de 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Conjuntura dos recursos hídricos no Brasil

2017. Brasília, DF, 2017. 124 p. Disponível em:

<http://www.snirh.gov.br/portal/snirh/centrais-de-conteudos/conjuntura-dos-recursos-

hidricos/conjuntura2017_digital.pdf> Acesso em 28 fev. 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Divisões hidrográficas do Brasil. Brasília, DF,

2018a. Disponível em: <http://www3.ana.gov.br/portal/ANA/aguas-no-brasil/panorama-

das-aguas/copy_of_divisoes-hidrograficas> Acesso em 21 fev. 2018.

AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. Região Hidrográfica Atlântico Sudeste. Brasília,

DF, 2018b. Disponível em: < http://www3.ana.gov.br/portal/ANA/as-12-regioes-

hidrograficas-brasileiras/atlantico-sudeste> Acesso em 21 fev. 2018.

ALVES, L. M. et al. Início da estação chuvosa na região sudeste do brasil: Parte 1 -

estudos observacionais. Cachoeira Paulista, SP, INPE, 2005. Disponível em:

144

<http://mtc-m16c.sid.inpe.br/col/sid.inpe.br/ePrint@80/2005/05.09.18.30/doc/v1.pdf>


ANDRADE, L. N. Autodepuração dos corpos d’água. Programa de Pós-Graduação em

Engenharia Ambiental, UFES. Vitória, ES, Brasil, 2010. Tipo de trabalho Disponível em:

<http://pt.scribd.com/document/917668541/004-AUTODEPURACAO-DOS-CORPOS-D-

AGUA-Larice-Nogueira-de-Andrade> Acesso em 25 fev. 2018.

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 9898, jun 1987, 22 p.

Preservação e técnicas de amostragem de efluentes líquidos e corpos receptores. ABNT,

Rio de Janeiro, RJ, 1987.

ASSOCIAÇÃO PRÓ-GESTÃO DAS ÁGUAS DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO

PARAÍBA DO SUL - Plano de Recursos Hídricos da Bacia do Rio Paraíba do Sul -

Resumo. Resende, RJ, 2006. Fundação COPPTEC. Disponível em:

<http://www.ceivap.org.br/downloads/PSR-010-R0.pdf > Acesso em: 17 fev. 2018.

BARBIERI, P. R. B. Caracterização da estação chuvosa nas regiões sul e sudeste do

Brasil associado com a circulação atmosférica. 2007, 121 p. Dissertação (Mestrado em

Meteorologia) - INPE, São José dos Campos, SP, 2007.

BRANCO, A. M. M. Influência do uso e ocupação do solo sobre a qualidade da água:

subsídio à gestão dos recursos hídricos da bacia hidrográfica da Serra da Mantiqueira

(UGRHI-1). 2014. 108 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil e Ambiental) -

Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho”, Bauru, SP, 2014.

BRASIL. Casa Civil. Lei n. 9.433, de 08 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 n.

8.001, de 13 de março de 1990, que modificou a Lei n. 7.990, de 28 de dezembro de

1989. Diário Oficial da União, Brasília, DF, Seção 1, 09 jan. 1997, p. 470.

BRASIL. Ministério do Interior. Portaria GM n. 86. Enquadra os cursos d'água da Bacia

Hidrográfica do Rio Paraíba do Sul que menciona. Diário Oficial da União, Brasília, DF,

04 jun. 1981.

BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional de Recursos Hídricos.

Resolução n. 32, de 15 de outubro de 2003. Institui a Divisão Hidrográfica Nacional, em

regiões hidrográficas, nos termos dos Anexos I e II desta Resolução, com a finalidade de

orientar, fundamentar e implementar o Plano Nacional de Recursos Hídricos. Diário

Oficial da União, Brasília, DF, n. 245, Seção 1, 17 dez. 2003, p. 142.

BRASIL, Ministério do Meio Ambiente. Água, um recurso cada vez mais ameaçado.

Brasília, 2005a, Cap. 2. Disponível em:

<http://www.mma.gov.br/estruturas/sedr_proecotur/_publicacao/140_publicacao09062009

025910.pdf>. Acesso em: 17 fev. 2018.

BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional de Meio Ambiente. Resolução

n. 357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e

diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e

http://www.mma.gov.br/estruturas/sedr_proecotur/_publicacao/140_publicacao09062009025910.pdf

http://www.mma.gov.br/estruturas/sedr_proecotur/_publicacao/140_publicacao09062009025910.pdf

145

padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Diário Oficial da União,

Brasília, DF, n. 53, 18 mar. 2005, p. 58-63.

BRASIL, Ministério do Meio Ambiente, Água: Manual de Uso. Vamos Cuidar de Nossas

Águas. Implementando o Plano Nacional de Recursos Hídricos. Brasília, DF, 2006.

Disponível em:

<http://www.mma.gov.br/estruturas/161/_publicacao/161_publicacao15052012044024.pdf

Acesso em: 17 fev. 2018.

BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional de Recursos Hídricos.

Resolução n. 91, de 05 de novembro de 2008. Dispõe sobre procedimentos gerais para o

enquadramento dos corpos de água superficiais e subterrâneos. Diário Oficial da União,

Brasília, DF, Seção 1, 06 fev. 2009, p. 99.

BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional de Meio Ambiente. Resolução

n. 430, de 13 de maio de 2011. Dispõe sobre as condições e padrões de lançamento de

efluentes, complementa e altera a Resolução n. 357, de 17 de março de 2005, do Conselho

Nacional do Meio Ambiente-CONAMA.. Diário Oficial da União, Brasília, DF, n. 92, 16

mai. 2011, p. 89.

BRITES, A. P. Z. Enquadramento dos corpos de água através de metas progressivas:

probabilidade de ocorrência e custos de despoluição hídrica. 2010, 177 p. Dissertação

(Doutorado em Engenharia Hidráulica e Sanitária). Universidade de São Paulo. São Paulo,

SP, 2010.

BUZELLI, G. M.; CUNHA-SANTINO, M. B. Análise e diagnóstico da qualidade da água

e estado trófico do reservatório de Barra Bonita, SP. Revista Ambiente & Água, Taubaté,

SP, v. 8, n.1, 2013.

CARVALHO, D. M. et al. Análise da qualidade da água dos afluentes paulistas e

fluminenses da bacia hidrográfica do Rio Paraíba do Sul. In: Congresso Nacional de

Saneamento e Meio Ambiente, São Paulo, 2017. Anais eletrônicos... São Paulo Congresso

ABES/FENASAN, 2017. Disponível em:

<http://www.evolvedoc.com.br/aesabesp/categoria-17_trabalhos-tecnicos-2017>. Acesso

em 04 mar. 2018.

CAVALCANTI, I. F.A.; Souza, C. A.; Kousky, V. E.; Barbosa, E. B. M. Desvios de

Precipitação na Região Sudeste do Brasil. São José dos Campos: INPE 2001. 15 p.

Disponível em: < http://energia1.cptec.inpe.br/desviosudeste/pt>

Acesso em: 01 abr. 2018.

COMITÊ DAS BACIAS HIDROGRÁFICAS DO RIO PARAÍBA DO SUL. Relatório de

situação 2016 - Ano base 2015 (produto 07/11) - revisão e atualização do plano de bacias

da UGRHI 02. São Paulo, SP, 2016. Disponível em:

<http://www.comiteps.sp.gov.br/arquivos/planos/1/01-ugrhi-02-plano-de-bacia-parte-1-

diagnostico.pdf>. Acesso em 05 mar. 2018.

COMITÊ PARA INTEGRAÇÃO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PARAÍBA DO

SUL Enquadramento em classes de uso. Legislação federal. 2018. Disponível em:

<http://www.ceivap.org.br/enquadra1.php> Acesso em 19 fev. 2018.

146

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO. Variáveis de

qualidade de água. São Paulo, 2009. Disponível em: < http://cetesb.sp.gov.br/aguas-

interiores/wp-content/uploads/sites/12/2017/11/Ap%C3%AAndice-E-Significado-

Ambiental-e-Sanit%C3%A1rio-das-Vari%C3%A1veis-de-Qualidade-2016.pdf >.Acesso

em: 18 fev. 2018.

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO. Guia nacional de coleta

e preservação de amostras: água, sedimento, comunidades aquáticas e efluentes

líquidos. São Paulo: CETESB; Brasília: ANA, 2011. 326 p.

Disponível em:

<http://arquivos.ana.gov.br/institucional/sge/CEDOC/Catalogo/2012/GuiaNacionalDeCole

ta.pdf> Acesso em: 30 mar. 2018.

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO. Mapa da Hidrografia

Conforme Decreto 10.755/77 - UGRHI 2. São Paulo, 2016. Disponível em:

<http://cetesb.sp.gov.br/aguas-interiores/enquadramento-dos-corpos-hidricos-mapas-

tematicos/> Acessado em 18 fev. 2018.

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO. Qualidade de águas

interiores no Estado de São Paulo - 2016. São Paulo, SP, 2017. Disponível em:

<http://aguasinteriores.cetesb.sp.gov.br/publicacoes-e-relatorios/> Acesso em 22 fev. 2018

COMPANHIA AMBIENTAL DO ESTADO DE SÃO PAULO. Águas interiores -

Programa de monitoramento. São Paulo, SP, 2018. Disponível em:

<http://cetesb.sp.gov.br/aguas-interiores/programa-de-monitoramento/> Acesso em: 18

fev. 2018.

COMPANHIA DE SANEAMENTO BÁSICO DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2014.

Notícias - SABESP mostra o que fazer para reduzir o consumo de água em casa.

Disponível em: < http://site.sabesp.com.br/site/imprensa/noticias-

detalhe.aspx?secaoId=65&id=6110> Acesso em: 06 abr. 2018.

COMPANHIA DE SANEAMENTO BÁSICO DO ESTADO DE SÃO PAULO, 2016.

Notícias - Programa “tô ligado na rede” inspeciona quase três mil imóveis de

Caraguatatuba. Disponível em: <http://site.sabesp.com.br/site/imprensa/noticias-

detalhe.aspx?secaoId=65&id=7147> Acesso em: 06 abr. 2018.

CÉZAR, S. A. M. Perfil dos alunos do curso de ciências contábeis da faculdade do

Seridó (FAS): uma análise descritiva e não-paramétrica. 2016, 62 p., Trabalho de

Conclusão de Curso - Universidade Federal do Rio Grande do Norte. Centro de Ciências

Exatas e da Terra. Departamento de Estatística. Natal, RN. 2016.

COELHO, C. A. S.; CARDOSO, D. H. F.; FIRPO, M. A. F. A Seca de 2013 a 2015 na

região sudeste do Brasil. Climanálise - Edição Especial de 30 anos, p. 55 - 61, 2016.

Disponível em:

<http://climanalise.cptec.inpe.br/~rclimanl/revista/pdf/30anos/Coelhoetal.pdf> Acesso em

22 fev. 2018.

CORBETT, C.; PAN, J. N. Evaluating environmental performance using statistical process

control techniques. European journal of operational research, n. 139, p. 68-83, 2002.

http://cetesb.sp.gov.br/aguas-interiores/enquadramento-dos-corpos-hidricos-mapas-tematicos/

http://cetesb.sp.gov.br/aguas-interiores/enquadramento-dos-corpos-hidricos-mapas-tematicos/

http://aguasinteriores.cetesb.sp.gov.br/publicacoes-e-relatorios/

http://climanalise.cptec.inpe.br/~rclimanl/revista/pdf/30anos/Coelhoetal.pdf

147

Disponível em:

<http://www.stat.ncku.edu.tw/faculty_private/jnpan/publication/2002_139_1_EJOR.pdf>.

Acesso em: 01 mar. 2018.

DEPARTAMENTO DE ÁGUAS E ENERGIA ELÉTRICA. Regionalização Hidrológica

do Estado de São Paulo. São Paulo, SP, 2018. Disponível em: <http://143.107.108.83/cgi-

bin/regnet.exe?lig=podfp> Acesso em 05 abr. 2018.

DEZOTTI, M. (coord.). Processos e técnicas para o controle ambiental de efluentes

líquidos. Rio de Janeiro: e-Papers, 2008. Disponível em:

<https://books.google.com.br/books?hl=pt-BR&lr=&id=-

M3dQhS2sccC&oi=fnd&pg=PA5&dq=dezotti+m%C3%A1rcia&ots=McAZao3pIg&sig=

QDKQERRKGYikdBBOosQG0pQ5oCM#v=onepage&q=dezotti%20m%C3%A1rcia&f=f

alse> Acesso em: 25 fev. 2018.

EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA. Manual de

procedimentos de coleta de amostras em áreas agrícolas para análise da qualidade

ambiental: qualidade ambiental: solo, água e sedimentos. Jaguariúna, SP. 2006

FOLLADOR, F. A. C. Controle estatístico de processo aplicado à qualidade de águas

superficiais. 2010, 132 p. Dissertação (Mestrado) - Universidade Estadual do Oeste do

Paraná. Centro de Ciências Exatas e Tecnológicas. Cascavel, PR. 2010.

FOLLADOR, F. A. C. et al. Controle de qualidade da água medido através de cartas de

controle de Shewhart, Cusum e MMEP. Revista Engenharia Ambiental, Espírito Santo

do Pinhal, SP, v. 9, n. 3, p. 183-197, jul/set. 2012.

FOGAÇA, J. R. V. Concentração de oxigênio dissolvido na água. 2018. Disponível em:

<https://alunosonline.uol.com.br/quimica/concentracao-oxigenio-dissolvido-na-agua.html>

Acesso em: 23 fev. 18.

FREITAS, H. M. B. Aplicação do Controle Estatístico do Processo na Análise da

Qualidade da Água da Bacia do Rio Mourão. Trabalho de Conclusão de Curso -

Universidade Tecnológica Federal do Paraná. Campo Mourão, PR, 2015. Disponível em:

<http://repositorio.roca.utfpr.edu.br/jspui/bitstream/1/5844/1/CM_COEAM_2014_2_07.pd

f>. Acesso em 01 mar. 2018

FUNDAÇÃO SISTEMA ESTADUAL DE ANÁLISE DE DADOS. Perfil dos municípios

paulistas. Disponível em: <http://www.perfil.seade.gov.br/?#>. Acesso em: 18 fev. 2018.

GOES, N. C. K. et al. Uso de ferramentas de gráfico de controle na irrigação por

gotejamento. In: Congresso Técnico Científico da Engenharia e da Agronomia, Foz do

Iguaçu, 2016. Anais eletrônicos... Foz do Iguaçu, PR: CONTECC’2016. Disponível em:

<http://www.confea.org.br/media/contecc2016/agronomia/uso%20de%20ferramentas%20

de%20gr%C3%A1fico%20de%20controle%20na%20irriga%C3%A7%C3%A3o%20por%

20gotejamento.pdf>

GOMES, F. C. Simulação de modelagem quali-quantitativa para avaliação preliminar

da qualidade da água na bacia do Ribeirão das Perdizes em Campos do Jordão/SP

como subsídio ao enquadramento. 2013, 171 p. Dissertação (Mestrado) - Universidade

148

Estadual Paulista - UNESP. Faculdade de Engenharia. Bauru, SP, 2013.

GUIMARÃES, M. B. As alterações climáticas no sudeste do Brasil e seus efeitos sobre os

recursos hídricos. In: SILUSBA - Simpósio de Hidráulica e Recursos Hídricos dos Países

de Língua Portuguesa, APRH - Associação Portuguesa de Recursos Hídricos, 12. Brasília,

DF, 2015.

IGNÁCIO, S. A. Importância da estatística para o processo de conhecimento e tomada

de decisão. Nota Técnica IPARDES, Curitiba, PR, 2010. Disponível em:

<http://www.ipardes.gov.br/biblioteca/docs/NT_06_importancia_estatistica_tomada_decis

ao.pdf> Acesso em 28 fev. 2018.

INSTITUTO MINEIRO DE GESTÃO DAS ÁGUAS. Monitoramento da qualidade das

águas superficiais na bacia do Rio Paraíba do Sul em 2009. Relatório anual. Belo

Horizonte: Instituto Mineiro de Gestão das Águas, 228 p. 2010. Disponível em:

<http://portalinfohidro.igam.mg.gov.br/publicacoes-tecnicas/qualidade-das-

aguas/qualidade-das-aguas-superficiais/relatorios-de-avaliacao-de-qualidade-das-aguas-

superficiais/relatorios-anuais/2009/6310-relatorio-qualidade-aguas-superf-bacia-do-rio-

paraiba-do-sul2009 >. Acesso em 05 mar. 2018

INSTITUTO NACIONAL DE METEOROLOGIA. Estação chuvosa em Minas Gerais:

Nota técnica: 004/17. Belo Horizonte, 2017. Disponível em:

<http://www.inmet.gov.br/portal/notas_tecnicas/2017/OUTUBRO/Nota_tecnica_CEDEC_

04_17.pdf> Acesso em 25 fev. 2018.

JARDIM, W.F.; CANELA, M.C. Caderno temático volume 1: fundamentos da oxidação

química no tratamento de efluentes remediação de solos. Campinas, 2004. Disponível em:

<http://lqa.iqm.unicamp.br/cadernos/caderno1.pdf>. Acesso em: 25 fev. 2018.

JESUS, A. F.; LUCAS, L. A. Análise do Processo Decisório em Controle de Qualidade.

Revista Científica, Araras, SP: Centro Universitário de Araras “Dr. Edmundo Ulson” -

UNAR, v.1, n.1, p. 67-75, 2007. Disponível em:

<http://revistaunar.com.br/cientifica/documentos/vol1_n1_2007/10_analise_processo_deci

sorio.pdf>. Acesso em 04 mar. 2018.

KAMIYAMA, H. A complexidade do DBO. Revista DAE, v. 48, n. 152, jul/set 1988.

Disponível em: <http://revistadae.com.br/site/artigos/152> Acesso em 25 fev. 2018.

LARGO, J. J. J. Análise de capabilidade de processos multivariados usando o método

dos componentes principais ponderados. 2014, 144 p. Dissertação (Mestrado em

Ciências em Engenharia de Produção). Universidade Federal de Itajubá. Itajubá, MG,

2014.

LATORRE, M. R. D. O. Estatística Não Paramétrica, 2013, 115 p. Disponível em:

<http://www.fsp.usp.br/~rosario/psp5125/noparam2017.pdf> Acesso em 10 mar. 2018

LEITE, R. F. C; PEREIRA, L. A. G.; BORTOLO, C. A. Extensão e suas práticas: crise

hídrica, sensibilização da comunidade escolar e uso da água. Revista Intercâmbio, v. 8.

Montes Claros, MG. 2017

149

MADRUGA, F. V. et al. Avaliação da influência do Córrego dos Macacos na qualidade da

água do Rio Mogi Guaçu, no Município de Mogi-Guaçu, SP. Revista Engenharia

Ambiental, Espírito Santo do Pinhal, SP, v. 5, n. 2, p. 152-168, 2008.

MARENGO, J. A. et al. A seca e a crise hídrica de 2014-2015 em São Paulo. Revista

USP, São Paulo, SP, n. 106, p. 31-44, julho/agosto/setembro 2015.

MENESES, C. G. R. Evolução da Biodegradabilidade da Matéria Orgânica em um

Sistema de Lagoas de Estabilização. 2006, 120 p.. Dissertação (Doutorado em

Engenharia Química). Universidade Federal do Rio Grande do Norte. Natal, RN, 2006.

METCALF, L.; EDDY, H. P. Tratamento de efluentes e recuperação de recursos. 5.

ed., Rio de Janeiro, RJ, Mc Graw Hill Brasil, 2015.

MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE. Consumo sustentável: manual de educação.

Brasília: Consumers International/ MMA/ MEC/ IDEC, 2005. 160 p. Disponível em:

<https://docslide.com.br/documents/manual-de-educacao-consumo-sustentavel.html>

Acesso em 05 abr. 2018.

MORAES, C. F.; PAIVA, A. P; FERREIRA, J. R. Um estudo sobre índice de capabilidade

sigma para dados não normais. In: XXVI Encontro Nacional de Engenharia de

Produção. ABEPRO. 9 a 11 de Outubro de 2006. Fortaleza, CE, 2006. Disponível em:

<http://www.abepro.org.br/biblioteca/enegep2006_TR470320_7177.pdf>

NAGALLI, A.; NEMES, P. D.. Estudo da qualidade de água de corpo receptor de efluentes

líquidos industriais e domésticos. Rev. Acad., Ciênc. Agrár. Ambient., Curitiba, PR, v. 7,

n. 2, p. 131-144, abr./jun. 2009.

NOBRE, C. A. et al. Some characteristics and impacts of the drought and water crisis in

southeastern Brazil during 2014 and 2015. Journal of Water Resource and Protection,

v. 8, p. 252-262, 2016.

OLIVEIRA, S. M. A. C. Análise de desempenho e confiabilidade de estações de

tratamento de esgotos. 2006, 231 p.. Dissertação (Doutorado em Saneamento, Meio

Ambiente e Recursos Hídricos). Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG. Belo

Horizonte, MG, 2006. URI: http://hdl.handle.net/1843/ENGD-6RFQ6F.

OLIVEIRA, B. S. S.; CUNHA, A. C. Correlação entre qualidade da água e variabilidade

da precipitação no sul do Estado do Amapá. Revista Ambiente & Água, Taubaté, SP, v.

9, n. 2, Abr./Jun. 2014. Disponível em:

<http://www.redalyc.org/html/928/92831117008/>. Acesso em 03 mar. 2018.

ORTEGA, D. J. P; CARVALHO, S. L. Avaliação dos efeitos das atividades antropóficas

nos recursos hídricos na sub-bacia hidrográfica do Córrego do Ipê. Revista Brasileira de

Recursos Hídricos, Porto Alegre, RS, v. 18, n. 3, p. 97-108, jul. 2013.

DOI: <10.21168/rbrh.v18n3.p97-108.>

ORSSATTO, F.; HERMES, E.; VILASBOAS, M. A. Correlação entre DQO e DBO5 e

monitoramento de uma estação de tratamento de esgoto através de técnicas estatísticas de

http://dx.doi.org/10.21168/rbrh.v18n3.p97-108

150

controle de processos. Revista Engenharia Ambiental, Espírito Santo do Pinhal, SP, v. 6,

n. 3, p. 155 -167, set/dez 2009

OTTO, F. E. L. et al. Factors other than climate change, maindrivers of 2014/15 water

shortage in southeast Brazil. In: Herring, S. C. et al. (Ed.). Explaining Extreme Events of

2014 from a Climate Perspective. Bull. Amer. Meteor. Soc., v. 96, n. 12, p. S1-S172,

2015.

PAZ, A. R. Hidrologia aplicada. Caxias do Sul, RS, 2004. (Texto básico). Disponível em:

<http://www.ct.ufpb.br/~adrianorpaz/artigos/apostila_HIDROLOGIA_APLICADA_UER

GS.pdf> Acesso em 17 fev. 2018.

PHILLIPI JR, A. Sistema de saneamento básico. In: PHILLIPI JR., A. Saneamento, saúde

e ambiente: fundamentos para um desenvolvimento sustentável, Barueri, SP, Manole,

2005, Cap. 5.

PIMENTEL, M. F. Análise estatística de dados do monitoramento da qualidade das

águas do rio Ipojuca e do reservatório Tapacurá: Relatório Final Consolidado.

Programa Nacional do Meio Ambiente II - PNMA II. Recife, PE, 2013, 80p.

PIVELLI, R. P.; KATO, M. T. Qualidade das águas e poluição: aspectos físico-químicos,

São Paulo: ABES, 2005, v. 01. Disponível em:

<http://www.esalq.usp.br/departamentos/leb/disciplinas/Fernando/leb360/Fasciculo%2010

%20-%20Oxigenio%20Dissolvido%20e%20Materia_Organica.pdf>, Acesso em: 25 fev.

2018.

PIZA, M. W. T.; BUENO, O. C.; PIZA, F. J. B. T. A crise hídrica de 2014 e seus reflexos.

In: Jornada Científica e Tecnológica da FATEC de Botucatu, 5., 24 a 27 de Outubro de

2016, Botucatu, SP, 2016.

QUEIROZ, L. G.; PAIVA, F. T.; PAIVA, T. C. B. Caracterização estacional das variáveis

físicas, químicas, biológicas e ecotoxicológicas em um trecho do Rio Paraíba do Sul, SP,

Brasil. Revista Ambiente & Água, Taubaté, SP, v.12, n. 2, Mar./Abr. 2017. Disponível

em: <http://dx.doi.org/10.4136/ambi-agua.1949> Acesso em 25 fev. 2018.

REIS, E. A.; REIS, I. A. Análise descritiva de dados. Relatório Técnico do

Departamento de Estatística da UFMG. Junho de 2002. Disponível em:

<http://www.est.ufmg.br/portal/arquivos/rts/rte0202.pdf>. Acesso em 26 mai. 2018.

ROCHA, H. R.; DOMINGUES, L. M. Efeitos da seca de 2013/2014 no sistema Cantareira:

uma breve revisão. In: JACOBI, P. R.; FRACALANZA, A. P.; EMPINOTTI, V.

Governança da água no contexto da escassez hídrica. São Paulo, SP: IEE-USP,UFABC

e GovAmb, 2017.

RODRIGUES, L. A. A. C. Índices de avaliação de processos: abordagem univariada e

multivariada. 2001, 166 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia da Produção).

Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, 2001.

RODRIGUES, C. K. Um breve estudo sobre a abordagem do teorema central do limite

nos livros-texto. XIII CIAEM-IACME, Recife, Brasil, 2011. Disponível em:

151

<https://ciaem-

redumate.org/ocs/index.php/xiii_ciaem/xiii_ciaem/paper/viewFile/1586/568>. Acesso em

29 mar. 2018.

ROLEDO, C. Governança da Água: Um estudo sobre a gestão e a qualidade da água da

sub-bacia hidrográfica do Rio Una (São Paulo). 2016, 199 f. Dissertação (Mestrado em

Ciências). Universidade de São Paulo - USP, São Paulo, SP, 2016.

ROSSETI, R. P. Evolução da carga orgânica de origem doméstica no rio Paraíba do

Sul, no trecho paulista, no período de 1998-2007. 2009, 209 f. Dissertação (Mestrado em

Ciências) 209 f. Universidade de São Paulo, São Paulo, SP, 2009.

SANTANA, D. P. Manejo integrado de bacias hidrográficas. - Documento 30.

Embrapa. Sete Lagoas, MG, 63 p., 2003. Disponível em:

<https://www.agencia.cnptia.embrapa.br/recursos/docume30ID-TUSBRYuXa7.pdf >.

Acesso em: 29 mar. 2018.

SANTA ROSA, C. A.; OLIVEIRA, A. M. S.; SAAD, A. R. Monitoramento do Índice de

Qualidade das Águas (IQA) e seus Parâmetros por Séries Temporais, tendo como Estudo a

Bacia Hidrográfica do Rio Cotia, São Paulo, Brasil. In: Simpósio da Bacia Hidrográfica do

Rio São Francisco, 1., 5 a 9 de Junho de 2016. Juazeiro, BA, 2016. DOI:

<10.13140/RG.2.2.27767.62883>.

SANTOS, L. F.; GARCIA, S. R. Início e fim da estação chuvosa no estado de Minas

Gerais: comparação de duas metodologias diferentes. Revista Brasileira de

Meteorologia, v. 31, n. 1, 92-104, 2016. DOI: <http://dx.doi.org/10.1590/0102-

778620150017>

SANTOS, V. M. O que é capabilidade do processo? Como analisar? Campinas, 2017.

Disponível em: https://www.fm2s.com.br/capabilidade-processo/. Acesso em 26 mai.

2018.

SÃO PAULO. Decreto Estadual n. 8.468/1976, de 09 de setembro de 1976. Aprova o

Regulamento que disciplina a execução da Lei n. 997, de 31/05/1976, que dispõe sobre

controle da poluição do meio ambiente. Diário Oficial - Executivo, São Paulo, SP, 09 set.

1976, p. 4.

SÃO PAULO. Decreto Estadual n. 10.755/1977, de 22 de novembro de 1977. Dispõe sobre

o enquadramento dos corpos de água receptores na classificação prevista no Decreto nº

8.468, de 8 de setembro de 1976 e dá providências correlatas. Diário Oficial - Executivo,

São Paulo, SP, 23 nov. 1977, p. 1.

SÃO PAULO. Decreto Estadual n. 16.337/2016, de 14 de dezembro de 2016. Dispõe sobre

o Plano Estadual de Recursos Hídricos - PERH e dá providências correlatas. Diário

Oficial - Executivo, São Paulo, SP, 15 dez. 2016, p. 1.

SÃO PAULO. Secretaria de Meio Ambiente. Instituto Geológico. Mapeamento de Riscos

Associados a Escorregamentos, Inundações, Erosão, Solapamento, Colapso e

Subsidência - Município de Roseira, SP - Relatório Técnico. Boletim Instituto

Geológico do Estado de São Paulo n. 65. São Paulo, SP, 2011.

https://www.fm2s.com.br/capabilidade-processo/

https://www.al.sp.gov.br/norma/46075



152

SÃO PAULO. Secretaria de Saneamento e Recursos Hídricos do Estado de São Paulo.

Relatório R4 - Revisão 02 - Proposta de Plano Municipal Integrado de Saneamento

Básico. 2015. Disponível em:

<http://www.saneamento.sp.gov.br/PMS/UGRHI02/PMS_ROSEIRA.pdf>. Acesso em 05

mar. 2018.

TORMAN, V. B. L.; COSTER, R.; RIBOLDI, J. Normalidade de variáveis: métodos de

verificação e comparação de alguns testes não-paramétricos por simulação. Revista

HCPA. v. 32 , n. 2, p. 227-234, Porto Alegre, RS, 2012.

TUCCI, C. E. M. Água no meio urbano. Rio Grande do Sul, 1997. Disponível em:

<http://www.pec.poli.br/sistema/material_disciplina/fotos/%C3%A1guanomeio%20urbano

.pdf >. Acesso em: 18 fev. 2018.

TUCCI, C. E. M. Águas urbanas. Revista Estudos Avançados, São Paulo, SP, v.22 n. 63,

2008. Disponível em: <http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0103-

40142008000200007&lng=pt&tlng=pt>. Acesso em: 18 fev. 2018.

UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS. CENTRO DE PESQUISAS

METEOROLÓGICAS E CLIMÁTICAS APLICADAS À AGRICULTURA. Clima dos

municípios paulistas. Campinas, SP, UNICAMP, Disponível em:

<http://www.cpa.unicamp.br/outras-informacoes/clima_muni_500.html>. Acesso em 04

mar. 2018.

VALENTE, J. P. S; PADILHA, P. M.; SILVA, A. M. M. Oxigênio dissolvido (OD),

Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) e Demanda Química de Oxigênio (DQO) como

parâmetros de poluição no Ribeirão Lavapés/Botucatu - SP. Eclet. Quím., São Paulo, SP,

v. 22, 1997. Disponível em: < http://dx.doi.org/10.1590/S0100-46701997000100005>


VILLARON, M. A., FISCH, G. F. Caracterização do início do período chuvoso no Vale do

Paraíba paulista. Revista Ambiente & Água, Taubaté, SP, v. 8, suplemento, 2013.

Disponível em: <http://www.redalyc.org/html/928/92852597004/> Acesso em: 01 abr.

2018.

VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. 2

ed. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade

Federal de Minas Gerais, 1996.

VON SPERLING, M. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias. 3. ed.,

Belo Horizonte: UFMG, 2005.

VON SPERLING, M. Estudos e modelagem da qualidade da água de rios. Belo

Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de

Minas Gerais, 2007.

UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO ESCOLA DE ENGENHARIA DE …sistemas.eel.usp.br/bibliotecas/monografias/2018/MQA18001.pdf · períodos anterior (dezembro/2010 a junho/2012), posterior (fevereiro/2015

Documents