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7/22/2019 Efeito Potencial Gradiente Trofico Rio Urbano Formacao Trihalometanos
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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
INSTITUTO DE PESQUISAS HIDRULICAS
EFEITO POTENCIAL DE GRADIENTE TRFICOEM RIO URBANO NA FORMAO DE
TRIHALOMETANOS
ANDR TORRES PETRY
Dissertao submetida ao Programa dePs-Graduao em Engenharia deRecursos Hdricos e SaneamentoAmbiental da Universidade Federal doRio Grande do Sul como requisito paraa obteno do ttulo de Mestre emEngenharia.
Porto Alegre, abril de 2005
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II
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
INSTITUTO DE PESQUISAS HIDRULICAS
EFEITO POTENCIAL DE GRADIENTE TRFICO EM RIO URBANO NA FORMAO
DE TRIHALOMETANOS
ANDR TORRES PETRY
Dissertao submetida ao Programa de Ps-Graduao em Engenharia de Recursos Hdricos eSaneamento Ambiental da Universidade Federal do Rio Grande do Sul como requisito para a
obteno do ttulo de Mestre em Engenharia.
ORIENTADOR: Prof. Dr. David M. L. da Motta Marques
Banca ExaminadoraProf. Dr. Antnio Domingues Benetti IPH/UFRGS
Prof. Dr. Gino Roberto Gehling IPH/UFRGS
Prof. Dr. Cludio Lus Crescente Frankenberg DEQ/PUCRS
Porto Alegre, abril de 2005
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III
APRESENTAO
Este trabalho foi desenvolvido no Programa de Ps-Graduao Em Engenharia de
Recursos Hdricos e Saneamento Ambiental da Universidade Federal do Rio Grande do Sul,
sob orientao do Prof. David M. L. da Motta Marques, fazendo parte do projeto guas
Urbanas: Avaliao e Controle dos Impactos Ambientais Decorrentes da Urbanizao.
AGRADECIMENTOS
A minha famlia, pelo apoio durante todos esses anos; colega ngela Hamester, pessoa fundamental na realizao desse trabalho e companheiraem todas as horas dedicadas a essa pesquisa;
Ao programa de Ps-Graduao em Recursos hdricos e Saneamento Ambiental, pelaoportunidade de realizao de meu mestrado;
Ao professor David da Motta Marques, pela orientao e auxlio durante a pesquisa;Ao CNPQ, pela concesso de bolsa de estudo;Ao projeto guas Urbanas: Avaliao e Controle dos impactos Ambientais decorrentes daUrbanizao, pelo financiamento de materiais e anlises indispensveis pesquisa;
A mestra Carla Schuck, pela pacincia e auxlio na manipulao do cromatgrafo;
Aos tcnicos lvaro Frantz, Tiago Centurio, Roberta Mota, Mara e Vera, pelo auxlio eensinamento nas coletas e anlises em laboratrio;
Ao bolsista Leandro Putti, pela ajuda em todas as coletas;
Aos colegas de Ps-graduao, principalmente ao amigo Daniel Medeiros, pelo
companheirismo desde o incio do mestrado;Aos professores Robin T. Clarke e Cntia B. Uvo, pelo auxlio nas anlises estatsticas;
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IV
SUMRIO
LISTA DE TABELAS............................................................................................................VII
LISTA DE FIGURAS...........................................................................................................VIII
LISTA DE SMBOLOS ...........................................................................................................X
RESUMO................................................................................................................................XI
ABSTRACT...........................................................................................................................XII
1 INTRODUO .................................................................................................................1
2 REVISO BIBLIOGRFICA..........................................................................................3
2.1 RIOS URBANOS E POLUIO .............................................................................3
2.2 ESTADO TRFICO DE UM RIO............................................................................4
2.3 CLASSIFICAO DO ESTADO TRFICO DE UM RIO.....................................5
2.4 DESINFECO........................................................................................................72.4.1 Clorao.............................................................................................................8
2.4.2 Residuais Formados ...........................................................................................9
2.4.3 Pontos de aplicao do cloro ...........................................................................10
2.5 SUBPRODUTOS DA DESINFECO .................................................................11
2.6 OS TRIHALOMETANOS (THMs) ........................................................................12
2.7 RISCOS DOS TRIHALOMETANOS SADE HUMANA...............................13
2.7.1 Clorofrmio .....................................................................................................15
2.7.2 Bromodiclorometano .......................................................................................16
2.7.3 Dibromoclorometano .......................................................................................16
2.7.4 Bromofrmio ...................................................................................................16
2.8 FATORES IMPORTANTES NA FORMAO DE TRIHALOMETANOS........17
2.8.1 Efeito do pH.....................................................................................................17
2.8.2 Efeito da temperatura.......................................................................................17
2.8.3 Efeito do tempo de contato ..............................................................................18
2.8.4 Efeito do precursor orgnico ...........................................................................182.8.5 Efeito da concentrao de cloro.......................................................................20
2.8.6 Efeito da presena de ons brometo e iodeto ...................................................20
2.8.7 Efeito da presena de amnia ..........................................................................21
2.8.8 Efeito da presena de algas..............................................................................21
2.8.9 Modelos de subprodutos da desinfeco .........................................................22
2.9 QUALIDADE DA GUA E SUAS VARIVEIS .................................................24
2.9.1 Vazo ...............................................................................................................25
2.9.2 Turbidez...........................................................................................................26
2.9.3 Temperatura.....................................................................................................26
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V
2.9.4 Condutividade..................................................................................................27
2.9.5 Salinidade ........................................................................................................28
2.9.6 pH ....................................................................................................................28
2.9.7 Potencial Redox...............................................................................................29
2.9.8 Oxignio Dissolvido ........................................................................................29
2.9.9 Slidos .............................................................................................................30
2.9.10 Clorofila a ........................................................................................................30
2.9.11 Fitoplncton.....................................................................................................31
2.9.12 Nitrognio ........................................................................................................33
2.9.13 Fsforo.............................................................................................................36
2.9.14 Demanda Qumica de Oxignio (DQO) ..........................................................36
2.9.15 Carbono Orgnico Total (COT).......................................................................37
2.9.16 UV....................................................................................................................382.9.17 Cloretos............................................................................................................38
3 JUSTIFICATIVA............................................................................................................39
4 OBJETIVO ......................................................................................................................39
5 MATERIAIS E MTODOS............................................................................................40
5.1 CARACTERIZAO DA REA DE ESTUDO ...................................................40
5.2 COLETAS E ANLISES DA GUA BRUTA......................................................42
5.2.1 Anlises de campo ...........................................................................................42
5.2.2 Anlises de nitrognio, fsforo e slidos.........................................................43
5.2.3 Fitoplncton.....................................................................................................43
5.2.4 Clorofila a ........................................................................................................44
5.2.5 DQO.................................................................................................................45
5.2.6 Anlise de Turbidez, THMs, cloro livre e combinado, COD e UV ................45
5.3 TESTES REALIZADOS.........................................................................................46
5.4 ANLISE DOS DADOS ........................................................................................49
6 RESULTADOS E DISCUSSO.....................................................................................516.1 ANLISE DAS VARIVEIS DA GUA BRUTA...............................................51
6.1.1 Vazo ...............................................................................................................55
6.1.2 Temperatura.....................................................................................................55
6.1.3 pH ....................................................................................................................56
6.1.4 Oxignio dissolvido .........................................................................................57
6.1.5 Turbidez...........................................................................................................58
6.1.6 Potencial Redox...............................................................................................59
6.1.7 Condutividade e Salinidade .............................................................................60
6.1.8 DQO, COD e UV 254 nm................................................................................61
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VI
6.1.9 Nitrognio Total e Amnia..............................................................................65
6.1.10 Fsforo Total e Reativo ...................................................................................67
6.1.11 Slidos .............................................................................................................68
6.1.12 Clorofila e Fitoplncton...................................................................................69
6.1.13 Cloro livre e combinado ..................................................................................73
6.1.14 Trihalometanos ................................................................................................73
6.2 VARIVEIS NOS TEMPOS DE REAO 04 E 24 HORAS ..............................74
6.2.1 Trihalometanos ................................................................................................74
6.2.2 Cloro livre e combinado ..................................................................................76
6.2.3 UV....................................................................................................................81
6.3 CLASSIFICAO DO ESTADO TRFICO ........................................................83
6.4 VARIABILIDADE ESPACIAL E TEMPORAL DOS THMs...............................87
6.5 RELAO DE ESTADO TRFICO E TRIHALOMETANOS............................966.6 MODELOS DE REGRESSO MLTIPLA PARA PREVISO DE THMs ........98
7 CONCLUSES E RECOMENDAES .....................................................................102
8 REFERNCIAS BIBLIOGRFICAS ..........................................................................105
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VII
LISTA DE TABELAS
Tabela 2.3-1 - Limites sugeridos para classificao trfica de rios a partir dasdistribuies de freqncias cumulativas das figuras 2.3.1 e 2.3.2. ..................6
Tabela 2.7-1- Efeitos sade dos THMs individuais............................................................15Tabela 5.1-1- Caractersticas Gerais da Bacia Hidrogrfica do Arroio Capivara .................41
Tabela 5.2-1- Metodologias empregadas na anlise das amostras de gua ...........................42
Tabela 6.1-1 - Dados gerais das variveis da gua bruta no arroio Capivara, PortoAlegre-RS, de mai/04 jan/05.........................................................................53
Tabela 6.1-2- Precipitaes nos dias anteriores e nos dias de coletas ...................................54
Tabela 6.2-1- Mdias de THMs nos diferentes tratamentos utilizados .................................75
Tabela 6.3-1- Classificao do estado trfico do arroio Capivara, Porto Alegre RS, de
mai/04 jan/05. ...............................................................................................84Tabela 6.6-1- Transformaes realizadas nas sries de dados...............................................98
Tabela 6.6-2- Correlao ordinal de Spearman .....................................................................99
Tabela 6.6-3- Correlao momento linear de Pearson...........................................................99
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VIII
LISTA DE FIGURAS
Figura 2.3.1 -Distribuio acumulada de clorofila aem rios ..................................................6
Figura 2.3.2- Distribuio acumulada de nitrognio e fsforo total em rios...........................7
Figura 5.1.1- Mapa do Brasil e Rio Grande do Sul...............................................................40
Figura 5.1.2- Localizao do arroio Capivara em Porto Alegre............................................41
Figura 5.1.3 -Imagem da bacia do arroio Capivara, com seus dois pontos amostrais...........41
Figura 5.2.1- Espectrograma obtido da anlise de THMs .....................................................46
Figura 5.3.1- Esquema das simulaes..................................................................................47
Figura 6.1.1 - Aspectos dos dois pontos de amostragem: (a) montante ponto A; (b)jusante ponto A; (c) e (d) pontos intermedirios entre A e B; (e) montanteponto B; (f) jusante ponto B. ...........................................................................52
Figura 6.1.2- Distribuio temporal da vazo no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................55
Figura 6.1.3- Variao temporal da temperatura no arroio Capivara, Porto Alegre RS,de mai/04 jan/05............................................................................................56
Figura 6.1.4 - Distribuio temporal do pH no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................57
Figura 6.1.5 - Distribuio temporal do oxignio dissolvido no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................58
Figura 6.1.6- Distribuio temporal da Turbidez no arroio Capivara, Porto Alegre RS,
de mai/04 jan/05............................................................................................59Figura 6.1.7- Distribuio temporal do potencial redox no arroio Capivara, Porto Alegre
RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................59
Figura 6.1.8- Distribuio temporal da condutividade eltrica no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................60
Figura 6.1.9 - Distribuio temporal da salinidade no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................61
Figura 6.1.10 - Distribuio temporal da DQO no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ................................................................................................62
Figura 6.1.11- Distribuio temporal do COD no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................62
Figura 6.1.12 - Distribuio temporal da varivel UV 254 nm no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................64
Figura 6.1.13- Absorbncia especfica no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05.............................................................................................................64
Figura 6.1.14 - Variao temporal do nitrognio total no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................66
Figura 6.1.15- Variao temporal da amnia no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................66
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IX
Figura 6.1.16 - Variao temporal do fsforo total no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................67
Figura 6.1.17- Variao temporal do fsforo reativo no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................68
Figura 6.1.18- Variao temporal dos slidos no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de
mai/04 jan/05. ...............................................................................................69Figura 6.1.19- Variao temporal da clorofila a no arroio Capivara, Porto Alegre RS,
de mai/04 jan/05............................................................................................70
Figura 6.1.20- Diviso dos txons encontrados no arroio Capivara, Porto Alegre RS,de mai/04 jan/05............................................................................................71
Figura 6.1.21 - Densidade de fitoplncton no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................72
Figura 6.1.22 - Riqueza do fitoplncton no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................72
Figura 6.1.23 - Cloro combinado no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ..............................................................................................................73
Figura 6.1.24- Trihalometanos na gua bruta no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................74
Figura 6.2.1 - Trihalometanos totais no ponto montante no arroio Capivara, PortoAlegre RS, de mai/04 jan/05. .....................................................................75
Figura 6.2.2- Trihalometanos totais no ponto jusante no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05..................................................................................76
Figura 6.2.3 - Cloro residual na pr-clorao no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de
mai/04 jan/05. ...............................................................................................77Figura 6.2.4- Cloro residual na pr-clorao seguida de ps-clorao no arroio Capivara,
Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ...........................................................78
Figura 6.2.5- Cloro residual na ps-clorao no arroio Capivara, Porto Alegre RS, demai/04 jan/05. ...............................................................................................79
Figura 6.2.6- Consumo de cloro na pr-clorao ([pr+ ps]-[pr]) no arroio Capivara,Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ...........................................................80
Figura 6.2.7 - Variao do UV no ponto montante no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................81
Figura 6.2.8- Variao do UV no ponto jusante no arroio Capivara, Porto Alegre RS,de mai/04 jan/05............................................................................................82
Figura 6.4.1 - Variao mensal dos THMs formados no arroio Capivara, Porto Alegre RS, de mai/04 jan/05. ....................................................................................89
Figura 6.4.2 - Residuais da Anova Histograma (a) e normalidade (b) dos dados deTHMs formados no arroio Capivara, Porto Alegre RS, entre mai/04 e
jan/05. ..............................................................................................................96
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X
LISTA DE SMBOLOS
ANOVA Anlise de Varincia
AWWA American Water Works Association
COD Carbono Orgnico Dissolvido
COT Carbono Orgnico Total
DBO Demanda Bioqumica de Oxignio
DMS Diferena mnima significativa
DQO Demanda Qumica de Oxignio
Eh Potencial de oxi-reduo (potencial redox)
ETA Estao de tratamento de gua
FAS Sulfato Ferroso AmoniacalIARC International Agency for Research on Cancer
MSE erro quadrtico mdio
NT Nitrognio total
OD oxignio dissolvido
pH potencial hidrogeninico
PT Fsforo total
pr + ps pr-clorao seguida de ps-cloraoR coeficiente de determinao
rpm rotaes por minuto
SAMAE Servio Autnomo Municipal de gua e Esgoto de Caxias do Sul
SDT slidos dissolvidos totais
SPD Subprodutos da desinfeco
SST slidos suspensos totais
ST slidos totais
SUVA Absorbncia especfica UV 254 nm
THMs Trihalometanos
TTHM Total de Trihalometanos (soma dos 4 principais)
USEPA United States Environment Protection Agency
UV Absoro a raios ultravioleta de comprimento de onda 254 nm
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XI
RESUMO
Neste trabalho foi realizado um estudo para a associao do potencial de formao de
trihalometanos (THMs) com o gradiente trfico de um rio urbano. Para isso amostras foram
coletadas em dois diferentes pontos (montante e jusante) do arroio Capivara, localizado em
Porto Alegre, RS. Foram analisadas variveis como temperatura, pH, condutividade, potencial
redox, oxignio dissolvido, salinidade, vazo, nitrognio total, amnia, fsforo total, fsforo
reativo, slidos, trihalometanos, cloro livre e combinado, turbidez, UV 254 nm, clorofila a,
fitoplncton, carbono orgnico dissolvido (COD) e demanda qumica de oxignio (DQO). Em
laboratrio essas amostras foram cloradas e submetidas a um teste de jarros para simular os
processos de tratamento de gua e desinfeco como pr-clorao, ps-clorao e pr + ps-
clorao. Aps mediu-se a concentrao de THMs dessas guas cloradas nos tempos de
reao determinados, que foram analisados por ANOVA. Por fim foram criados modelos de
regresso estatstica que tentam relacionar as diferentes variveis da gua bruta com seu
potencial de formao de THMs. Estes modelos foram validados pelo mtodo de validao
cruzada.
A classificao do estado trfico, feita com base nas curvas de distribuio da varivel
clorofila a, determinou o ponto montante como sendo mesotrfico e o ponto jusante como
oligotrfico. A classificao com base nos dados de nitrognio total e fsforo total apontou os
dois pontos como eutrficos, mas de acordo com os resultados de variveis como densidade
de fitoplncton se decidiu utilizar a classificao com base na clorofila a.
Foi feita uma anlise de varincia com os resultados de THMs formados para verificar
diferenas entre pontos, tratamentos utilizados e meses de coletas. No foi encontrada
diferena significativa entre pontos de amostragem e tratamentos utilizados. Por isso nesse
estudo no foi possvel relacionar o gradiente trfico do rio urbano com o potencial de
formao de THMs, nem avaliar qual tratamento produz mais THMs. Foi encontrada
diferena significativa (P
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XII
ABSTRACT
In this work a study for the association of the THM formation potential with the
trophic gradient of an urban stream was carried through. For this samples were collected in
two different points (upstream and downstream) of the Capivara stream, located in Porto
Alegre, RS. It had been analyzed variables as temperature, pH, conductivity, redox potential,dissolved oxygen, salinity, flow, total nitrogen, ammonia, total phosphorus, reactive
phosphorus, solids, trihalomethanes, free and combined chlorine, turbidity, UV 254 nm,
chlorophyll, phytoplankton, dissolved organic carbon and chemical oxygen demand. In
laboratory these samples had been chlorinated and submitted to a jar test to simulate the
processes of water treatment and disinfection as prechlorination, postchlornination and pre +
postchlorination. Then the concentration of THMs of these chlorinated waters in the
determined reaction times had been measured, and had been analyzed by ANOVA. Finally
regression models had been created that try to relate the different variables of the raw water
with its THM formation potential. These models had been validated by the cross-validation
method.
The classification of the trophic state, made on the basis of the distribution curves of
the variable chlorophyll, determined the upstream point as being mesotrophic and
downstream point as oligotrophic. The classification on the basis of the data of total nitrogen
and total phosphorus pointed both points as eutrophic, but in accordance with the results ofvariables as phytoplankton density it had been decided to use the classification on the basis of
chlorophyll.
An analysis of variance with the results of formed THMs was made to verify
differences between points, treatments and months of collections. It was not found significant
difference between sampling points and treatments. Therefore in this study it was not possible
to relate the trophic gradient of the urban stream with the THMs formation potential, nor to
evaluate which treatment produces more THMs. It was found significant difference (P
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1
1 INTRODUO
A desinfeco no tratamento de gua um processo de vital importncia para a
garantia da qualidade da gua potvel utilizada pela populao dos centros urbanos. Ela tem
como objetivo a inativao de microorganismos patognicos que estejam nessas guas,
controlando assim a disseminao de doenas de veiculao hdrica. Castro (1998) cita que
em pases em desenvolvimento estima-se que 80% das enfermidades e mais de 1/3 das
disfunes estejam associadas com a gua. Por isso a utilizao da desinfeco auxilia muito
o controle de doenas do pblico em geral nesses pases.
Os benefcios da desinfeco de guas j so bastante conhecidos, mas existe um
aspecto desse processo que causa preocupao para muitas pessoas, que a formao de
subprodutos. Esses compostos so gerados atravs do contato dos desinfetantes com a matria
orgnica presente na gua, e podem ser muito prejudiciais a sade humana.
Uma classe de subprodutos formados na desinfeco das guas so os trihalometanos
(THMs), que so compostos formados na reao do cloro usado como desinfetante com a
matria orgnica presente na gua. A agncia de proteo ambiental americana (USEPA)
relata que diversos estudos em animais de laboratrio mostraram que esses compostos so
carcinognicos e causaram problemas reprodutivos e de desenvolvimento. Em humanos, a
USEPA (2004) acredita que possa existir uma associao entre a exposio a esses compostose o aumento da incidncia de cnceres de bexiga, do reto e do clon, embora no possa
garantir essa relao. Por isso, esses compostos recebem uma preocupao especial quanto
regulao de suas concentraes que no causem efeitos adversos sade humana.
Conforme Reiff (1995), a opo mais econmica para a reduo dos subprodutos da
desinfeco a seleo cuidadosa das fontes de gua e sua proteo contra a contaminao.
Mas muitas vezes isso no possvel, devido falta de fontes no poludas nas proximidades
dos centros urbanos. Com os mananciais urbanos cada vez mais poludos por esgotosdomsticos e pluviais, o potencial de formao de subprodutos durante o processo de
desinfeco aumenta consideravelmente, aumentando tambm o risco de problemas de sade
aos consumidores de gua.
O processo de poluio de rios urbanos por esgotos domsticos e pluviais acaba
acelerando o processo de eutrofizao desses rios, podendo culminar em ambientes
eutrofizados com grande presena de algas. Se existir a necessidade do uso de um ambiente
eutrofizado para abastecimento pblico, ser preciso ter um cuidado com as algas durante oprocesso de tratamento. Muitas vezes utiliza-se uma maior dosagem de cloro na chegada da
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gua estao para prevenir o crescimento de algas nas bacias de sedimentao e nas
unidades filtrantes. Esse procedimento implica no contato do cloro com uma maior
quantidade de matria orgnica, que acaba por gerar um maior potencial de formao de
trihalometanos.
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2 REVISO BIBLIOGRFICA
2.1 RIOS URBANOS E POLUIO
No ultimo sculo os rios de todo o mundo foram profundamente alterados pela ao
humana. Essas mudanas aconteceram diretamente pela construo de reservatrios ecanalizao dos rios, e indiretamente pelo desenvolvimento do uso da terra nas bacias de
drenagem. Com isso, algumas espcies da flora e fauna desapareceram, espcies exticas
apareceram nesses ecossistemas, caractersticas funcionais dos rios foram modificadas e
houve uma perda no aspecto paisagstico desses ecossistemas (Petts, 1994).
A urbanizao foi um processo que acabou por alterar toda a estrutura dos
ecossistemas dos rios. O desenvolvimento de centros urbanos nas proximidades de rios fez
com que houvesse a necessidade de alteraes no ambiente fluvial para se adaptar snecessidades da populao. Construram-se reservatrios para abastecimento de gua,
urbanizaram-se as plancies de inundao, canalizaram-se trechos dos rios para evitar
inundaes, e por fim utilizaram os rios para o descarte das guas residurias formadas nas
cidades. Tudo isso criou um cenrio de insustentabilidade desses ecossistemas, fato
inadmissvel nos dias atuais.
A principal conseqncia que a urbanizao causa aos rios a poluio. A sociedade
aceita que os rios so ambientes adequados para se livrarem de suas guas residurias. Empequenas comunidades com baixas densidades os rios podem auxiliar nessa tarefa, j que
possuem capacidade de autodepurao. Mas medida que as comunidades aumentam, com
aumento de densidade e uso de recursos do ambiente, os rios no conseguem assimilar
crescentes cargas de poluentes, sendo necessrio o tratamento dos efluentes dos centros
urbanos. Quando isso no feito ocorre um prejuzo qualidade da gua do rio e todo o seu
ecossistema, prejudicando assim seus diferentes usos, como para abastecimento de gua,
pesca, recreao, uso agrcola ou industrial (Sweeting, 1994).A poluio acaba por causar grandes impactos ecolgicos nesses ecossistemas. A
alterao das caractersticas fsicas, qumicas ou biolgicas das guas naturais pode vir a
prejudicar seriamente a vida dos organismos desses ecossistemas. Alteraes na temperatura,
turbidez, oxignio dissolvido, pH, concentrao de amnia e matria orgnica pode acabar
causando mortandade de peixes e outros organismos invertebrados que ali vivem. Tambm a
poluio pode acelerar processos como o de acidificao das guas naturais e o de alterao
do estado trfico desses ambientes, que o processo de eutrofizao de guas naturais.
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4
Para Esteves (1998), a eutrofizao o aumento da concentrao de nutrientes nos
ecossistemas aquticos, que tem como conseqncia o aumento de suas produtividades. Esses
nutrientes so especialmente fsforo e nitrognio. Como decorrncia desse processo, o
ecossistema aqutico passa da condio de oligotrfico a mesotrfico para depois se tornar
eutrfico.
Sweeting (1994) cita que a eutrofizao e a oligotrofizao de rios ocorrem
naturalmente em um longo perodo de tempo, mas a atividade humana acelerou os processos
de eutrofizao de rios nos ltimos 50 anos. Processos como o alargamento e a dragagem de
rios com conseqente diminuio da velocidade, a eliminao de rvores das margens dos rios
e atividades de manuteno dos rios contriburam bastante no aumento da eutrofizao. Em
rios canalizados ou melhorados permitida uma maior entrada de luz na superfcie do rio,
contribuindo para o aumento da eutrofizao.
O mesmo autor cita que as principais fontes de nutrientes das plantas na gua so os
esgotos domsticos, efluentes industriais, dejetos de fazendas e escoamento de reas
agrcolas, principalmente de nitratos e fosfatos. Com nutrientes em grande quantidade e com o
aumento da luminosidade acontece um maior crescimento de plantas como macrfitas e algas.
Assim existe predominncia apenas de algumas espcies, com grande quantidade de
biomassa, influenciando diretamente a diversidade de macroinvertebrados. Assim o rio fica
em um estado de desequilbrio em relao a suas caractersticas normais.
De acordo com Sweeting (1994) as comunidades de algas presentes em rios com
grandes concentraes de nutrientes se estendem por toda a coluna dgua e s so limitadas
por sua prpria competio pela luz. Somente algumas macrfitas conseguem se desenvolver
em ambientes assim, fazendo com que a pobreza do ecossistema do rio aumente. Tambm o
nmero excessivo de algas na gua pode impossibilitar a mesma de se usada para consumo
humano.
2.2 ESTADO TRFICO DE UM RIO
O estado trfico de um rio se refere a sua carga de nutrientes e a sua fertilidade. Ele
pode ser classificado principalmente em trs estados, que so o estado eutrfico, mesotrfico
e oligotrfico. Geralmente o estado eutrfico apresenta grande quantidade de nutrientes e alta
produo primria. O estado oligotrfico apresenta caractersticas como baixa concentrao
de nutrientes, baixa biomassa do fitoplncton por unidade de volume e sedimento, e na
maioria dos casos pouca matria orgnica (Esteves, 1998). O estado mesotrfico apresentacaractersticas intermedirias entre os estados eutrfico e oligotrfico. Um rio pode atingir o
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estado eutrfico atravs de um processo natural de sucesso biolgica ou atravs de processos
culturais, envolvendo o homem.
A grande preocupao que a mudana acelerada do estado trfico traz o fato de que
j se sabem que os processos de eutrofizao de rios, lagos e reservatrios esto ligados com
uma maior formao de subprodutos da desinfeco, principalmente os trihalometanos.
Outras conseqncias geradas pela eutrofizao podem ser uma depleo no oxignio do
hipolmio de lagos e aumento do pH, com uma conseqente mudana para o domnio de
cianobactrias (Palmstrom et al., 1992).
A principal conseqncia da mudana do estado trfico o aumento da biomassa
algal, com predominncia de cianobactrias, o que acaba aumentando consideravelmente as
concentraes de compostos precursores de THMs. Alm disso, se essa gua for utilizada para
consumo humano ela ir requerer uma maior dosagem de cloro, o que aumentar a formao
de trihalometanos (Palmstrom et al., 1992).
O aumento da biomassa tambm leva uma reduo no oxignio do hipolmio de lagos
ou reservatrios, causando condies anaerbias. Essas condies anaerbias favorecem a
liberao de metais e nutrientes que estavam sedimentados, o que pode estimular o
crescimento de algas e causar problemas com o ferro e o mangans nas guas. Como esses
metais so removidos com o aumento das doses de cloro e do pH, o potencial de formao de
THMs tambm aumenta. Alm disso, a matria orgnica que estava co-precipitada com esses
metais pode ser liberada, novamente aumentando o potencial de formao de trihalometanos
(Palmstrom et al., 1992).
Outros efeitos indesejados da eutrofizao de guas naturais so citados por Chapra
(1997). Entre eles, o grande crescimento de plantas flutuantes pode vir a entupir filtros de
estaes de tratamento e prejudicar a navegao e a recreao nos corpos aquticos. O
crescimento exagerado de algas pode fazer com que a biota nativa seja deslocada de seu
ambiente, bem como provocar problemas de gosto e odor nas guas.
2.3 CLASSIFICAO DO ESTADO TRFICO DE UM RIO
A classificao de ecossistemas em diferentes estados trficos algo comum nas
cincias aquticas. Em lagos comum a classificao desses ambientes usando como bases
nutrientes e biomassa algal, onde os limites entre os diferentes estados trficos so conhecidos
(Carlson, 1977; Chapra, 1997). Como em rios o aumento da quantidade de nutrientes leva a
um aumento da quantidade de biomassa algal (Van Nieuwenhuyse and Jones, 1996), Dodds et
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al. (1998) sugeriram um critrio para estabelecimento do estado trfico em ambientes lticos
usando variveis como nutrientes e biomassa de algas, similar ao critrio de lagos.
A caracterizao do estado trfico de rios proposta por Dodds et al. (1998) feita
atravs do uso das distribuies de freqncia de nutrientes e clorofila a para definir trs
categorias trficas (figuras 2.3.1 e 2.3.2). Baseado na distribuio de valores atravs de um
grande nmero de dados de vrios rios definiu-se que o menor tero representa o estado
oligotrfico, o tero mdio representa o estado mesotrfico e o tero superior representa o
estado eutrfico. O autor cita que se um rio possui uma concentrao de nitrognio total de
1000 g.L-1ele pode ser considerado mesotrfico porque 50% dos rios da base de dados da
distribuio possuem menos nitrognio total.
Figura 2.3.1 -Distribuio acumulada de clorofila aem riosFonte: Dodds et al. (1998)
Tabela 2.3-1- Limites sugeridos para classificao trfica de rios a partir das distribuies defreqncias cumulativas das figuras 2.3.1 e 2.3.2.Varivel Limite oligotrfico-mesotrfico Limite mesotrfico-eutrfico N
Clorofila a(g.L-1) 10 30 292NT (g.L-1) 700 1500 1070
PT (g.L-1) 25 75 1366Fonte: Dodds et al. (1998)
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Figura 2.3.2- Distribuio acumulada de nitrognio e fsforo totalem riosFonte: Dodds et al. (1998)
importante ressaltar que a base de dados utilizada para essa caracterizao
contempla principalmente rios de climas temperados. Por isso os limites divisores podem ser
alterados assim que o nmero de dados aumentar, contemplando rios tropicais, macrfitas e as
relaes funcionais entre nutrientes e biomassa algal em ambientes lticos for mais bemcompreendida (Dodds et al, 1998). Apesar de essa classificao servir apenas como uma
referncia ela leva em conta dados de rios que sofreram aes antropognicas, fato ocorrido
em quase todos os rios hoje em dia. Por isso a classificao utilizando a distribuio de
freqncias pode ser utilizada para determinao do estado trfico de um rio em relao a
outros.
2.4 DESINFECO
Segundo Daniel et al. (2001) a desinfeco constitui-se na etapa do tratamento cuja
funo consiste na inativao de organismos patognicos, realizada por intermdio de agentes
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fsicos e/ou qumicos. Ainda que nas demais etapas da potabilizao haja reduo no nmero
de microorganismos agregados s partculas coloidais, tal intento no consiste no objetivo
principal dos demais processos e operaes unitrias usuais no tratamento de guas de
abastecimento.
A desinfeco pode ser realizada atravs de um agente fsico, como a radiao
ultravioleta, e por agentes qumicos, como o cloro, oznio, dixido de cloro, permanganato de
potssio, on ferrato (FeO42-), o cido peractico (CH3COOOH), e outros mais. Dentre esses
desinfetantes, o mais comumente utilizado no Brasil o cloro lquido ou gasoso, sendo
empregado como desinfetante primrio na vasta maioria das estaes que tratam gua
superficial ou subterrnea, tanto como pr-desinfetante como ps-desinfetante (Daniel et al.,
2001).
2.4.1 Clorao
De acordo com Castro (1998), o cloro tem sido o desinfetante primrio empregado
pela maioria das companhias de gua. A forte capacidade oxidante do cloro produz excelentes
resultados em termos de morte ou inativao de microorganismos patognicos, alm de
vantagens adicionais como a remoo de ferro, mangans e cor. Para Connell (2002) o cloro
o desinfetante mais utilizado no tratamento de gua devido a sua disponibilidade, eficincia,
efetividade, economia de operao, convenincia e a manuteno de um residual de cloro.
Outros benefcios tambm podem ser conseguidos, como a reduo de desenvolvimento de
algas nas bacias de sedimentao e no controle do crescimento biolgico nos meios filtrantes
quando utilizada a prtica da pr-clorao em plantas de tratamento.
Os principais compostos de cloro utilizados em plantas de tratamento so o cloro
gasoso, o hipoclorito de sdio e o hipoclorito de clcio. O cloro gasoso utilizado em grandes
estaes de tratamento, enquanto que as outras duas formas so consideradas por Daniel et al.
(2001) agentes desinfetantes qumicos alternativos, sendo empregados principalmente empequenas comunidades, piscinas, poos, navios, barcos, hotis e em campings.
Conforme Castro (1998) a clorao pode ser realizada por trs mtodos diferentes:
clorao simples, clorao ao break-point e cloroaminao.
A clorao simples o processo mais elementar e de uso mais generalizado de
desinfeco pelo cloro. Nesse processo no existe a preocupao de satisfazer a demanda de
cloro na gua, bastando a aplicao de uma dosagem tal que, ao fim de um determinado
tempo de contato, o cloro residual livre se mantenha em uma faixa considerada suficiente paraguas no muito poludas (Castro, 1998).
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A clorao ao break-point indicada para guas mais poludas. Nessa situao se
aplica uma dosagem de cloro que satisfaa a demanda (amnia e compostos nitrogenados
orgnicos) e produza um residual de cloro livre. Nesse procedimento a amnia oxidada
progressivamente at um ponto em que o cloro combinado ou cloroaminas reagem com o
cloro para produzir o gs nitrognio. Nesse ponto, a amnia no est mais presente na formade NH3 ou NH4
+, e somente uma parte mnima est presente na forma de cloro combinado.
Assim dosagens a partir desse ponto produziro cloro residual livre, que possui efeito
desinfetante maior do que o cloro residual combinado (Connell, 2002).
A aplicao de amnia juntamente com o cloro faz parte do processo de
cloroaminao, que tem a finalidade de produzir cloroaminas. Esses compostos produzem
residuais de cloro combinado mais estveis do que os de cloro livre. Isso pode trazer
vantagens, como a manuteno de um residual na rede de distribuio mais estvel e tambmimpedir o crescimento de ferro-bactrias e limo no interior das canalizaes.
2.4.2 Residuais Formados
O cloro utilizado como desinfetante e oxidante. Quando se aplica o cloro na gua,
ocorrem reaes qumicas entre o cloro e impurezas presentes na gua, formando compostos
inertes ou quimicamente ativos. O nome de demanda de cloro utilizado para os compostos
formados sem ao desinfetante, onde a quantidade de cloro adicionada menos a quantidade
sob a forma residual a demanda de cloro. D-se a denominao de cloro residual para o
cloro ativo capaz de exercer funes oxidantes e desinfetantes e que resta na gua aps certo
tempo de aplicao. O cloro residual pode ser do tipo livre ou combinado (Castro, 1998).
O cloro residual livre a soma do cido hipocloroso (HOCl) com o on hipoclorito
(OCl-) presentes na gua. O cido hipocloroso formado na adio do cloro (gasoso ou
hipoclorito de sdio, por exemplo) na gua, que hidrolisado rapidamente de acordo com as
equaes 1 e 2 (Daniel et al., 2001).Cl2(g)+ H2O = HOCl + H
++ Cl- (1)
NaOCl + H2O = HOCl + Na++ OH- (2)
O cido hipocloroso se dissocia fracamente em hidrognio e ons hipoclorito conforme
a equao 3 (Daniel et al., 2001).
HOCl H++ OCl- (3)
Daniel et al. (2001) informam que a reao dependente do pH, onde abaixo de pH6,4 no ocorre a dissociao do HOCl, acima de 8,5 todo o cido se dissocia ao on
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hipocloroso e entre esses valores de pH ocorre uma dissociao incompleta das duas espcies.
Como o HOCl mais efetivo como desinfetante do que o on hipoclorito, preferem-se baixos
valores de pH para a desinfeco com esse agente.
O cloro residual combinado resultado da reao do cloro com a amnia. Castro
(1998) informa que a reao do cloro com a amnia rpida e preferencial sobre a formao
de organo-clorados, de acordo com as equaes 4, 5 e 6:
NH3+ HOClNH2Cl + H2O (monocloroamina) (4)
NH2Cl + HOClNHCl2+ H2O (dicloroamina) (5)
NHCl2+ HOClNCl3+ H2O (tricloroamina) (6)
A formao das cloroaminas pode ocorrer simultaneamente, com competio entre os
diferentes compostos. Fatores que influenciam essas reaes so o pH, temperatura, tempo decontato e a concentrao de reagentes (NH3, NH4
+, HOCl). Em geral, baixos valores de pH e
altas razes cloro:amnia favorecem a formao de dicloroaminas, que existem quase que
exclusivamente na faixa de pH entre 4,5 e 5,5. Monocloroaminas existem quase que
exclusivamente em valores de pH acima de 8,5. Entre 5,5 e 8,5 as monocloroaminas e
dicloroaminas existem simultaneamente. Em valores de pH abaixo de 4,4, as tricloroaminas
so produzidas (Jafvert & Valentine, 1992 apudConnell, 2002).
As cloroaminas so utilizadas onde uma reatividade menor confere vantagens, comouma formao reduzida de trihalometanos e uma manuteno do residual na rede de
distribuio de gua potvel. Mas sua eficincia de desinfeco menor do que a do cloro
livre (Daniel et al., 2001).
2.4.3 Pontos de aplicao do cloro
O cloro pode ser aplicado em diferentes pontos de uma estao de tratamento de gua.
Cada ponto traz certas vantagens, mas pode acarretar em prejuzos como a formao dos
trihalometanos.
A pr-clorao consiste na adio de cloro gua bruta na chegada estao. O seu
objetivo melhorar a qualidade da gua a ser tratada e diminuir a probabilidade de formao
de algas nos decantadores e unidades filtrantes. Com essa prtica se consegue uma melhor
coagulao, reduo de gosto e odor, reduo de cor, remoo de ferro e de algas. Mas o risco
de formao de trihalometanos aumenta, devido ao contato do cloro com maiores quantidades
de matria orgnica precursora desses compostos (AWWA, 1990).
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A ps-clorao o processo mais utilizado, onde o cloro aplicado aps o processo de
clarificao da gua. o processo que deve garantir o residual mnimo exigido pelo
ministrio da sade e deve sempre ser utilizado. Tambm onde os riscos de formao de
trihalometanos so diminudos (AWWA, 1990).
A inter-clorao utilizada para que as vantagens da pr-clorao fossem utilizadas, e
suas desvantagens minimizadas. Consiste em se fazer a clorao antes da filtrao.
2.5 SUBPRODUTOS DA DESINFECO
Segundo Castro (1998) a desinfeco, em todas as suas formas, produz subprodutos de
desinfeco (SPD) como resultado de reaes entre um agente qumico desinfetante e
compostos precursores presentes na gua. Os precursores aparecem na gua bruta devido
decomposio de matria orgnica vegetal presente nos leitos de rios e lagos. Por isso,mananciais mais protegidos e que possuem maior quantidade de vegetao so mais
abundantes em materiais precursores, sendo a matria orgnica naturalmente presente a fonte
predominante desses compostos precursores.
A mesma autora cita que os subprodutos da desinfeco raramente existem na gua
bruta, sendo formados no tratamento aps o processo de desinfeco (clorao). Os principais
precursores dos SPD so os cidos hmicos e flvicos, mas cidos hidroflicos e amino
compostos tambm formam esses subprodutos. A descarga de resduos materiais no ambiente,que podem incluir uma grande variedade de organo-sintticos, uma outra fonte de
precursores.
Castro (1998) agrupa os subprodutos da desinfeco de acordo com o seu processo de
formao em trs grupos: os SPD do cloro livre, os SPD da cloroaminao o os SPD da
ozonizao. Como o desinfetante qumico mais comumente utilizado na desinfeco para a
produo de gua potvel o cloro (Daniel et al., 2001), os subprodutos predominantes no
processo de clorao so os trihalometanos, mas tambm podem ser formados cidos acticoshalogenados, fenis clorados, cloroacetonas e formaldedos (Castro, 1998). Reiff (1995) cita
outros subprodutos formados, como cloratos, 2-clorofenol, 2,4-diclorofenol, 3-cloro-4-
diclorometil-5-hidroxi-2-(5H)-furanona, que referenciado como MX, cloroacetona, cido
monocloroactico e bromocloroacetonitrila.
De acordo com Bull (1991, apud Reiff, 1995), os subprodutos da desinfeco por
clorao podem ser classificados em ordem descendente de importncia em relao a como
eles podem limitar o uso do cloro: cidos acticos clorados, trihalometanos ehaloacetonitrilas.
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Os trihalometanos sero os subprodutos da desinfeco analisados porque so os
compostos mais formados na clorao (McGuire, 1989, Nieminsky et al., 1993 apudArora et
al., 1997 e Krasner et al., 1989), a sua qumica de formao relativamente bem entendida
(Black et al., 1996), seus padres so geralmente aplicveis para outras classes de
subprodutos (Cowman et al., 1996 apudBlack et al., 1996) e existem mais dados sobre aocorrncia e os efeitos na sade humana do que os outros subprodutos halogenados da
desinfeco (Black et al., 1996).
2.6 OS TRIHALOMETANOS (THMs)
Nas guas naturais os compostos orgnicos podem derivar de trs fontes principais: a
decomposio de materiais naturais orgnicos, de atividades domsticas e humanas e de
reaes que ocorrem durante o tratamento de gua. A primeira fonte que predomina, sendo
composta principalmente de cidos hmicos, microorganismos e seus metablitos e
hidrocarbonetos alifticos e aromticos de alto peso molecular. Embora muitos desses
compostos sejam benignos, alguns despertam preocupaes devido ao fato de transmitirem
odores, terem efeitos nocivos sade humana ou serem precursores de substncias como os
trihalometanos. (AWWA, 1990).
Os trihalometanos so compostos formados principalmente nos processos de
desinfeco das guas para abastecimento, durante a reao de um agente oxidante (ex: cloro)
com materiais precursores encontrados na gua bruta (ex: cidos hmicos). Os trihalometanos
mais comuns so o clorofrmio, o dibromoclorometano, o bromodiclorometano e o
bromofrmio (AWWA, 1990).
O clorofrmio um composto voltil e levemente solvel formado a partir da reao
do cloro com vrios compostos orgnicos durante o tratamento de gua. utilizado tambm
como refrigerante e como solvente para adesivos, pesticidas, leos, borrachas e resinas
(AWWA, 1990). Conforme Castro (1998) o clorofrmio tem uma estrutura orgnica simples,consistindo de uma molcula de metano substituda por trs tomos de cloro: CHCl3. Esse
composto o subproduto da desinfeco mais encontrado na gua potvel, conforme os
estudos de Krasner et al. (1989) e El-Shafy & Grnwald (2000).
O bromodiclorometano, assim como o dibromoclorometano, considerado insolvel
na gua (AWWA, 1990). formado por uma molcula de metano, dois tomos de cloro e um
de bromo: CHCl2Br.
Conforme a AWWA (1990), o dibromoclorometano geralmente produzido menosfreqentemente e em menores concentraes do que o clorofrmio durante a clorao da
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gua. Esse composto tambm usado como um intermedirio para a produo de agentes
extintores de fogo, aerossis refrigerantes e pesticidas. composto de uma molcula de
metano, um tomo de cloro e dois de bromo: CHClBr2.
O bromofrmio o trihalometano formado em menor quantidade na desinfeco de
guas. Comercialmente, o bromofrmio utilizado em produtos farmacuticos, como solvente
para graxas, ceras e leos. No biodegradvel na gua, e solvel na relao de uma parte
por 800 partes de gua (AWWA, 1990). Sua estrutura consiste de uma molcula de metano
substituda por trs tomos de bromo: CHBr3.
A soma das concentraes encontradas desses quatro compostos nos d a concentrao
do total de trihalometanos (TTHM), parmetro utilizado como referncia pelo ministrio da
sade para avaliar a potabilidade da gua consumida pela populao. A portaria do Ministrio
da Sade n. 518 (2004) admite uma concentrao mxima de TTHM de 0,10 mg.L-1na gua
distribuda aos consumidores.
Novotny (2003) inclui os quatro compostos citados acima no grupo dos
hidrocarbonetos alifticos, substncias de carbono e hidrognio de cadeia aberta que podem
ser halogenadas por ons de bromo, iodo ou flor. A halogenao pode ocorrer naturalmente
ou pela adio de halognios, como nos processos de desinfeco.
O mesmo autor considera que esses compostos esto na categoria de poluentes
prioritrios volteis. Esses poluentes prioritrios possuem pouca ou nenhuma afinidade para a
soro, e a volatilizao o mecanismo primrio para a sua perda. So tambm pouco
miscveis com a gua, mas so miscveis na maioria dos compostos orgnicos (Pereira, 1989).
2.7 RISCOS DOS TRIHALOMETANOS SADE HUMANA
Muitos compostos apresentam efeitos toxicolgicos ao ambiente e aos seres vivos em
geral. Esses efeitos podem ser os mais diversos, como diferentes nveis de toxicidade (aguda,
crnica) e efeitos de alteraes genticas. A definio desses efeitos, principalmente os de
alteraes genticas importante para a avaliao dos riscos que esses compostos trazem
sade humana, sendo feita a seguir com base nas citaes de Borges (2003) e Oliveira (2002):
Efeitos carcinognicos:a carcinognese um processo anormal e no controlado de
diferenciao e proliferao celular devido a substncias xenobiticas, inicialmente
localizado, mas que pode ser disseminado pelo organismo. O cncer pode ser causado por
substncias que conseguem formar ligaes covalentes com o DNA, alterando-o at que a
replicao da clula se torna incontrolada. Tambm pode ser causado por agentes alquilantes
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ou arilantes que se ligam com o DNA atravs das bases nitrogenadas na estrutura deste. A
carcinognese o efeito mais comum relacionado aos agentes qumicos txicos.
Efeitos mutagnicos:a mutao toda a alterao do material gentico de uma clula
que no resulta da segregao ou recombinao, causada por agentes qumicos ou radiao
ionizante. Pode ou no ser um processo letal para a clula, podendo ento ser propagado no
organismo em crescimento ou ser transmitido aos herdeiros com danos caractersticos.
Efeitos teratognicos: so efeitos txicos sobre a fertilidade e desempenho
reprodutivo dos seres. Envolve desde danos ao embrio e clulas fetais at mutao nas
clulas reprodutoras, vulo e espermatozide. A inibio de enzimas por xenobiticos,
privao dos elementos essenciais e alterao da membrana placentria so os mecanismos
bioqumicos da teratognese.
Efeitos genotxicos: so efeitos que produzem algum tipo de alterao no material
gentico ou em seus componentes associados, devido a agentes em nveis subtxicos de
exposio. Alguns agentes genotxicos interagem tanto direta como indiretamente com o
DNA, provocando mutaes e outros interferem em alguns processos enzimticos da
reparao, formao ou polimerizao do material protico dentro da estrutura cromossmica.
Esses agentes podem produzir alguma modificao das caractersticas particulares de um
determinado genoma. Mesmo que um agente apresente caractersticas genotxicas no existe
certeza de que ele represente um risco sade humana, mas sim um risco potencial. Isso se
deve ao fato de um agente genotxico ser definido como aquele agente que produz uma
resposta positiva em qualquer bioensaio que se empregue e que mea qualquer ponto gentico
terminal.
A preocupao que os trihalometanos trazem sade humana a respeito da sua
presena na gua potvel. Como os trihalometanos so compostos que apresentam potencial
carcinognico aos humanos, o consumo de gua com grandes concentraes desses
compostos durante um longo intervalo de tempo pode favorecer o surgimento de diversos
tipos de cnceres. Vicenti et al. (2004) realizaram um estudo, tentando relacionar o aumento
de mortes por cncer com o consumo de gua com altos teores de trihalometanos em uma
cidade do norte da Itlia durante trs dcadas. A concluso que eles chegaram que existiu
um aumento na incidncia de cnceres na populao submetida gua com maiores teores de
trihalometanos. Apesar de alguns aumentos da incidncia de cnceres estarem ligados a
fatores como estilo de vida, condies scio econmicas e o fumo, maiores taxas de morte por
cnceres de prstata, ovrio e mama puderam ser relacionados com a longa exposio aos
trihalometanos.
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Um aspecto importante de se ressaltar que existem outras formas de exposio das
pessoas aos trihalometanos, alm da ingesto de gua potvel. A exposio aos
trihalometanos tambm pode acontecer atravs da inalao e absoro na pele. Por exemplo,
nos estudos de Benoit et al. (1997, apudRichardson, 2003) foi verificado que a exposio aos
trihalometanos atravs da inalao e absoro dermal em banhos pode ser duas vezes maiordo que a ingesto de gua. Esses fatores tambm devem ser levados em clculos de risco de
desenvolvimento de cncer devido aos trihalometanos presentes na gua potvel.
A tabela 2.7-1 apresentada por Krasner et al. (1994) possibilita avaliar os efeitos
sade humana de cada um dos trihalometanos. Na sua anlise possvel concluir que o
bromodiclorometano o THM que mais traz riscos sade humana.
Em relao toxicidade, de Luca et al. (2003) verificaram que no existe uma relao
entre a gerao de trihalometanos e a mortalidade de alevinos de Tilpia do Nilo.
Tabela 2.7-1- Efeitos sade dos THMs individuaisNvel terico de excesso para risco de cncer - g/L
THMNvel mximo do
contaminante (g/L) 10-4 10-5 10-6CHCl3 0 600 60 6
CHCl2Br 0 60 6 0,6CHClBr2 60 ND* ND NDCHBr3 0 400 40 4
*ND no disponvelFonte: USEPA (1992) apudKrasner et al. (1994)
2.7.1 Clorofrmio
Komulainen (2004) e Fawell (2000) citam que o clorofrmio apresenta
carcinogenicidade com o aumento de tumores nos rins e no fgado de ratos. Existe tambm a
evidncia de que o clorofrmio no genotxico, isto , no induz mutaes genticas ou
outro tipo de dano direto ao DNA (IPCS, 1994 apudFawell, 2000). Por isso, acredita-se cada
vez mais que o clorofrmio promove a formao de tumores atravs da morte de clulas e
proliferao reparativa das mesmas (Fawell, 2000).
Para a agncia internacional de estudos de cncer (IARC) existem evidncias
suficientes para a carcinogenicidade do clorofrmio em animais, o que levou a classificar o
clorofrmio como um possvel carcinognico para humanos (Komulainen, 2004). A AWWA
(1990) relata que em humanos doses entre 30 e 100 mL de clorofrmio resultam em srios
problemas sade, e a ingesto de 200 mL fatal. Exposies a longo tempo em porcos
levaram a prejuzos das clulas sanguneas e a problemas no fgado. O risco carcinognicopara os humanos expostos ao clorofrmio foi de 8,9 x 10-8,41. Segundo Jorgenson (1985) apud
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AWWA (1990) esse valor representa um intervalo de confiana de 95%, assumindo-se o
consumo de 1 litro de gua por dia contendo 1 g.L-1de clorofrmio.
2.7.2 Bromodiclorometano
Poucos efeitos so causados pelo bromodiclorometano sade humana. Sabe-se queem ratos e camundongos a exposio a esse composto pode ocasionar distrbios no intestino e
nos rins. Ratos machos que foram expostos gua potvel desenvolveram cnceres de fgado
(Komulainen, 2004).
A agncia internacional de estudos do cncer (IARC) divulgou no relatrio de 1999
que a carcinogenicidade do bromodiclorometano em animais considerada suficiente, e que
esse composto pode ser classificado como possvel carcinognico para humanos
(Komulainen, 2004). O bromodiclorometano apresentou alguma atividade genotxica, comoaberraes em cromossomos de clulas de mamferos in vitro. Os cnceres de rins e fgado a
partir desse composto resultam de danos aos tecidos e proliferao reparativa das clulas.
Fawell (2000) cita que a Organizao Mundial da Sade (1993) props um valor mximo de
60 g.L-1de bromodiclorometano nas guas de abastecimento.
2.7.3 Dibromoclorometano
O dibromoclorometano aumentou a incidncia de tumores no fgado de camundongos
(Fawell, 2000). O risco carcinognico para os humanos expostos ao dibromoclorometano foi
calculado, e resulta em um valor de 8,3 x 10-7. Segundo a AWWA (1990) esse valor
representa um intervalo de confiana de 95%, assumindo-se o consumo de 1 litro de gua por
dia contendo 1 g.L-1de dibromoclorometano.
Segundo a IARC (1999, apud Komulainen, 2004) o dibromoclorometano apresentou
mutagenicidade em bactrias e genotoxicidade em clulas de mamferos in vitro. Por isso o
dibromoclorometano foi classificado como potencial composto genotxico. Em relao a suacarcinogenicidade, seu efeito em animais foi considerado limitado, fazendo a IARC classificar
esse composto como no carcinognico para humanos (Komulainen, 2004).
2.7.4 Bromofrmio
Estudos em ratos e porcos revelaram que a exposio ao bromofrmio trouxe
problemas ao funcionamento dos rins e do fgado. No foi feita ainda uma estimativa dos
riscos carcinognicos desse composto, mas testes em ratos apresentaram um aumento do
nmero de tumores pulmonares devido exposio ao bromofrmio (Fawell, 2000).
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Estudos da IARC (1999, apudKomulainen, 2004) verificaram alguma evidncia de
genotoxicidade em clulas de mamferos in vitro e in vivo. A mesma entidade considerou a
evidncia da carcinogenicidade do bromofrmio em animais limitada, fazendo com que esse
composto fosse classificado como no carcinognico para humanos.
2.8 FATORES IMPORTANTES NA FORMAO DE TRIHALOMETANOS
A taxa de formao dos trihalometanos influenciada por uma srie de fatores, como
o pH, temperatura, tempo de contato, quantidade de matria orgnica precursora,
concentrao de cloro livre e presena de ons brometo e iodeto. Pode-se ter diferentes
comportamentos quando os parmetros acima sofrem algum tipo de variao.
2.8.1 Efeito do pH
Com o aumento do pH, a taxa de formao dos THMs tambm aumenta. Isso acontece
porque com o aumento do pH mudanas acontecem nos grupos ativos da superfcie da
molcula ou na forma da estrutura da molcula, tornando o precursor mais reativo. No estudo
de Urano et al. (1983) chegou-se a um resultado de que a formao de THMs proporcional
ao logaritmo da concentrao do on hidroxila.
Borges (2003), Kim et al. (2002), El-Dib & Ali. (1995) e Garcia-Villanova et al.
(1997a) em seus estudos tambm concluram que a formao de trihalometanos aumenta com
o aumento do valor do pH.
2.8.2 Efeito da temperatura
O aumento da temperatura aumenta a taxa de formao e concentrao dos THMs. Por
isso existem diferenas sazonais na formao de THMs. Nas estaes quentes do ano, como
no vero, a produo de trihalometanos aumenta comparada com as taxas de formao no
inverno. Isso foi comprovado nos estudos de Krasner et al.(1989) e Chen & Weisel. (1998).
Koukouraki & Diamadopoulos. (2003) observaram que um aumento na temperatura de
20C para 25C resultava em um aumento de 20 a 40% na formao de trihalometanos, e que
uma diminuio de 20C para 15C resultava em um decrscimo de 5 a 20% na formao dos
trihalometanos. Garcia-Villanova et al. (1997a) encontraram uma correlao linear entre a
temperatura e a formao de trihalometanos.
Borges (2003) verificou a influncia da temperatura na formao de trihalometanos em
amostras com concentraes conhecidas de cidos hmicos e algas, e em ambas as amostras o
aumento da temperatura aumentou a formao de trihalometanos. De Luca et al. (2003)
observaram em efluentes um aumento na formao de THMs com o aumento da temperatura.
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2.8.3 Efeito do tempo de contato
A formao dos trihalometanos no instantnea, demorando certo tempo para
acontecer. Sabe-se que quanto maior o tempo de contato mais favorecida a formao dos
THMs. Enquanto persistir um residual de cloro, esses compostos continuaro a ser formados
(Castro, 1998).
Urano et al. (1983) em seu estudo chegaram concluso que a formao de
trihalometanos aumenta rapidamente nas primeiras horas, para depois crescer vagarosamente
nas demais horas. Nos estudos de Kim et al. (2002) e El-Dib & Ali. (1995) a concentrao de
THMs aumentou com o tempo em diferentes valores de pH. Em testes em efluentes clorados
De Luca (2003) tambm observou um aumento na concentrao total de THMs com o
aumento do tempo reacional.
Borges (2003) em amostras com a presena de cidos hmicos e algas concluiu que o
tempo de contato exerce influncia significativa na formao dos THMs.
2.8.4 Efeito do precursor orgnico
A matria orgnica natural o principal precursor, e a formao dos trihalometanos
diretamente proporcional concentrao de matria orgnica presente. Essa matria orgnica
pode ser dividida em dois grupos principais quanto formao de THMs: a matria orgnica
hmica (hidrofbica) e no-hmica (hidroflica). Existem diferentes meios de se caracterizar a
matria orgnica da amostra, atravs de testes como COT, UV e SUVA, por exemplo.
A principal frao precursora dos THMs so os cidos hmicos, que so os compostos
que propiciam os stios de reao para o cloro formar os trihalometanos. Borges (2003)
observou que a presena de cidos hmicos na amostra possui maior influncia na formao
desses compostos do que a dosagem de cloro, e um aumento em sua concentrao provoca um
aumento extraordinrio na formao de trihalometanos. Os cidos hmicos reagem mais
ativamente com o cloro, produzindo mais clorofrmio por unidade de carbono orgnico total
(COT) e por unidade de cloro consumida em comparao com os cidos flvicos (Pereira,
1989). Chang et al. (2001b) comprovaram que as substncias hidrofbicas formam mais
THMs se comparadas s hidroflicas.
Para alguns autores, como Imai et al. (2003), a matria orgnica hidroflica possui um
potencial de formao de THMs comparvel matria orgnica hidrofbica.
Urano et al. (1983) concluram que a concentrao de THMs aumentou linearmente
com a concentrao de carbono orgnico total da amostra, que serviu para medir o teor de
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matria orgnica presente na gua. Abdullah et al (2003) chegaram concluso que existe
uma correlao entre a formao de THMs e o carbono orgnico total da amostra.
Outra maneira de se medir o tipo de precursor na matria orgnica de uma amostra
atravs da absorbncia aos raios ultravioleta na faixa de 254 nm (UV). Conforme Krasner et
al. (1996) altos valores de absorbncia UV indicam uma quantidade maior de cidos hmicos
na amostra, que so os principais precursores dos trihalometanos. De Luca et al. (2003)
concluram que a formao de trihalometanos aumenta com o aumento do teor de carbono
orgnico total e com a presena de ligaes duplas da matria orgnica dissolvida (UV).
Gallard & von Gunten (2001) encontraram uma relao positiva entre a formao de THMs e
o valor de UV.
A absorbncia especfica (SUVA) tambm pode servir como base para a
caracterizao da matria orgnica. Quanto maior o seu valor maior o teor de matria orgnica
hmica na amostra, o que leva a um maior potencial de formao de THMs (Krasner et al.,
1996; Chang et al, 2001b).
Em estudos de guas naturais de lagos e rios do interior de So Paulo Borges (2003)
encontrou uma correlao entre os valores de COT e UV. Mas quanto formao de THMs
foi encontrada correlao somente com a absorbncia UV, e no com o teor de COT dessas
guas.
Autores como Carlson e Hardy (1998) e Gallard & von Gunten (2002) se referem que
os precursores orgnicos dos THMs podem ser caracterizados em precursores de rpida
reao, onde a matria orgnica reage rapidamente para formar THMs; e precursores de lenta
reao, onde a matria orgnica reage lentamente para a formao de THMs. Os primeiros se
caracterizam por formar os THMs nos primeiros minutos de reao, enquanto que os
precursores lentos formam THMs depois de longos tempos de reao.
Gallard & von Gunten (2002) estudaram os precursores lentos e rpidos de THMs,chegando concluso que substncias como o resorcinol (meta-dihidroxibenzeno) podem
explicar a formao inicial de THMs nas guas naturais. J os fenis esto mais relacionados
com a formao lenta de THMs, onde depois de uma demanda inicial correspondente
clorao do anel aromtico o fenol e os stios reativos lentos de matria orgnica produzem
similares moles de THM por mol de cloro consumido, em uma reao de segunda ordem. Os
autores ainda verificaram que em suas amostras cerca de 30% dos precursores orgnicos eram
de reao rpida, e 70% de reao lenta.
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2.8.5 Efeito da concentrao de cloro
Segundo Kavanaugh et al. (1980) apud Urano et al. (1983) a formao de
trihalometanos proporcional terceira ordem da concentrao de cloro livre residual. Urano
et al. (1983) verificaram que a formao de THMs tem relao com o cloro residual livre, mas
que para diferentes doses iniciais de cloro as taxas de formao dos trihalometanos para umamesma concentrao de cloro residual so diferentes. Isso significa que a formao de THMs
dependente da concentrao inicial de cloro, atravs de substncias intermedirias aos
THMs que se formam rpido e dependem dessa concentrao inicial.
Borges (2003) verificou em seus estudos em amostras de gua com concentraes
conhecidas de algas e cidos hmicos que a dosagem de cloro um fator limitante na
formao de trihalometanos, onde o aumento da relao cloro/COT ou cloro/clorofila a
provoca um aumento no potencial de formao dos THMs.
De Luca et al. (2003) chegaram concluso que a dosagem de cloro tem relao com a
formao de THMs, e quanto maior essa dosagem maior a formao desses subprodutos.
mesma concluso chegaram Abdullah et al. (2003), Koukouraki & Diamadopoulos (2003) e
El-Dib & Ali. (1995), mas os ltimos autores relatam que a formao de THMs no
proporcional dose de cloro aplicada.
2.8.6 Efeito da presena de ons brometo e iodetoO aumento da concentrao de ons brometo e iodeto na gua levam a uma maior
formao de trihalometanos bromados, devido rpida oxidao pelo cloro livre do brometo e
iodeto presentes nas guas (Castro, 1998).
Chang et al. (2001a) estudaram o efeito da concentrao do on brometo na formao
de THMs, e concluram que a concentrao total de trihalometanos aumenta com o
incremento da concentrao de brometo; tambm foi notado um leve decrscimo na
concentrao total de THMs em altas concentraes de brometo e baixa dosagem de cloro.
Em relao aos quatro compostos, com o aumento da concentrao de brometo as
concentraes de clorofrmio e diclorobromometano diminuram; a concentrao de
dibromoclorometano aumentou inicialmente e depois diminuiu, com um pico na concentrao
entre 0,3 e 0,5 mg/L de brometo; e a concentrao de bromofrmio aumentou continuamente.
Borges (2003) tambm verificou o aumento da formao de trihalometanos com o
aumento da concentrao do on brometo, sendo que eram formados mais THMs bromados
mesmo na presena de amnia. De Luca et al. (2003) em experimentos de desinfeco de
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efluentes concluram que a formao de THMs aumenta com a presena de bromatos no
efluente.
2.8.7 Efeito da presena de amnia
A presena da amnia na gua reduz a formao de trihalometanos, pois no momento
da clorao o cloro reage preferencialmente com a amnia formando as cloroaminas. Como as
cloroaminas tm uma reatividade menor com a matria orgnica presente na gua, a formao
de trihalometanos reduzida (Wolfe et al., 1984 apudDuong et al., 2003).
Borges (2003) testou o efeito da presena do on amnio na formao de
trihalometanos a partir da clorao de uma gua Milli Q com concentrao de cidos
hmicos de 10 mg.L-1e concentrao de cloro de 7,6 mg.L-1. Variando a concentrao de 0 a
3 mg.L
-1
ele observou que quando a amnia no est presente na amostra a formao detrihalometanos totais foi de 120 g.L-1, enquanto que uma concentrao de aproximadamente
0,2 mg.L-1reduziu a formao de THMs para valores prximos a 10 g.L-1.
O efeito da amnia na formao de THMs tambm foi observado por de Luca et al.
(2003) e Duong et al. (2003).
2.8.8 Efeito da presena de algas
As algas presentes na gua possuem caractersticas de precursores de trihalometanos.Borges (2003) em seus estudos com guas com presena de algas Microsystes panniformis
verificou que existem correlaes entre as medidas de clorofila a, TOC e absoro UV-665
nm, que servem como indicadores de algas, e a formao de trihalometanos. Ele tambm
observou que a formao de THMs proporcional relao cloro/COT e cloro/clorofila a,
bem como no foram formados THMs como o dibromoclorometano e o bromofrmio.
Em outro estudo, Borges (2003) comparou amostras com certa quantidade de cidos
hmicos com outras amostras contendo respectivamente algas Microsystes panniformis eMonorahpidiumsp. Os resultados encontrados indicaram que a amostra com cidos hmicos,
mesmo com um valor de COT menor do que os das amostras com suspenses algais
formaram maiores quantidades de THMs do que a das algas. As amostras com as algas
clorofceas ou cianofceas formaram THM, ainda que em menores quantidades. Com isso foi
possvel concluir que as amostras com suspenses algais formam THMs, mas em menor
quantidade do que os cidos hmicos. Tambm pde ser observado que o valor de COT no
muito bom para comparar diferentes mananciais.
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No mesmo experimento verificou-se que o cloro consumido na amostra com cidos
hmicos foi menor para a gerao de THMs. Provavelmente nas amostras com algas o cloro
consumido foi utilizado para oxidar as mesmas ou os compostos orgnicos excretados por
elas.
Borges (2003) tambm analisou a formao de THMs nas amostras com algas antes e
depois de serem filtradas em filtros de fibra de vidro tipo GF/C, com o objetivo de verificar se
os produtos extracelulares das algas podiam formar THMs. Os resultados mostraram que a
formao de THMs nas amostras no filtrada gerou mais THMs que as amostras filtradas, que
tambm produziram THMs. Assim ficou evidenciado que tanto as algas em suspenso como
seus produtos extracelulares atuam como precursores de trihalometanos, sendo que as algas
em suspenso apresentam maiores riscos de gerao desses subprodutos.
2.8.9 Modelos de subprodutos da desinfeco
Os modelos de SPD tm sido desenvolvidos para diferentes finalidades. Em alguns
casos, a modelagem dirigida identificao da significncia de diversos parmetros da
qualidade da gua e operacionais que controlam a formao de SPD ou investigao da
cintica de sua formao. Em outros casos, eles so desenvolvidos com propostas preditivas
como uma alternativa ao monitoramento em campo. Eles so utilizados para substituir a atual
tcnica de cromatografia gasosa, que uma anlise cara e que demanda certo tempo (Sadiq &
Rodriguez, 2004).
A modelagem preditiva de SPD consiste em obter relaes empricas e mecanicistas
de parmetros operacionais e de qualidade da gua com os nveis predominantes de THMs em
vrios estgios depois do tratamento da gua. Os modelos das ltimas dcadas tentam
principalmente ligar as concentraes de SPD (principalmente THMs) com variveis como
COT ou COD, UV, SUVA, pH, temperatura, concentrao do on bromo (Br-), dose de cloro
e tempo de reao do cloro residual. A clorofila a tambm utilizada como forma decaracterizar a matria orgnica.
Muitos pesquisadores desenvolveram modelos multivariados para relacionar a
concentrao de SPD com vrias combinaes de variveis explanatrias. As tcnicas de
regresses lineares mltiplas e no-lineares so as mais utilizadas no desenvolvimento de
modelos de previso de SPD. Esses modelos so baseados em dados de campo e de
laboratrio, sendo que os ltimos so considerados os mais confiveis para o desenvolvimento
de modelos empricos devido s condies controladas dos experimentos. Seu nico problema que os efeitos do sistema de distribuio na concentrao residual do desinfetante e na
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formao de SPD no so considerados. Geralmente em modelos baseados em experimentos
de laboratrio so desenvolvidos com grande nmero de dados (Sadiq & Rodriguez, 2004).
Vrios autores, como Espigares et al. (2003) e Golfinopoulos & Arhonditsis (2002),
tentaram criar modelos estatsticos de regresso linear considerando as variveis da gua bruta
comumente monitoradas. Esses modelos levam em conta vrios fatores combinados, que
possam ter influncia na formao dos THMs. Com isso esses autores esperam que esses
modelos sirvam como um mtodo acessvel de deteco e controle de THMs.
Espigares et al. (2003), estudaram a formao de THMs na gua utilizada para
tratamento na cidade de Granada, Espanha. Essa gua era de boa qualidade, pois possua
valores muito baixos de DQO e coliformes fecais, e sofria tanto pr como ps-clorao. Eles
identificaram que variveis como cloro livre, cloro combinado, alcalinidade, nitrato, clcio, e
dureza se correlacionavam linearmente com a formao de trihalometanos. Outras variveis,
como pH, clorofila a e coliformes fecais, no apresentaram correlao estatstica com a
formao de trihalometanos.
Os autores ento criaram modelos lineares de regresso mltipla, utilizando as
variveis que se mostraram significantes na regresso simples ou que aumentaram a
significncia estatstica ou o R da regresso. Foi verificado que em geral a regresso linear
mltipla tinha como variveis o cloro residual combinado, substncias inorgnicas
nitrogenadas (nitrito, nitrato e amnia) e DQO. As combinaes que melhor explicaram a
formao de THMs foram: cloro combinado/nitrito/nitrato, nitrito/nitrato/amnia e
nitrito/nitrato/amnia/DQO.
Golfinopoulos & Arhonditsis (2002), ao criarem modelos estatsticos de regresso
mltipla, verificaram que a temperatura, a dose de cloro e o pH influenciavam positivamente
a formao de THMs. Tambm foi possvel observar a relao quadrtica entre o on brometo
e a formao de THMs. Por ltimo os autores verificaram que no vero e outono eram
formadas maiores quantidades de THMs se comparadas primavera e inverno, resultado de
processos no ecossistema.
Classicamente os modelos so utilizados para identificar a relativa significncia da
qualidade da gua (matria orgnica, nutrientes, etc.) e variveis operacionais (dose de
desinfetante, temperatura da gua, tempo de contato, etc.) responsveis pela formao dos
SPD. Outros benefcios potenciais do desenvolvimento de modelos preditivos de SPD na gua
potvel so:
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Para tomadas de decises, no controle operacional durante o processo de tratamento
(ajuste de pH ou dose de desinfetante, tempo de contato).
Para estudos epidemiolgicos (avaliao de exposio) e avaliao de riscos sade.
Eles podem ser teis para estimar a exposio humana aos SPD atravs da gua potvel por
gerar dados para esse fim em diferentes locais.
Utilizados por agncias regulatrias para estimar a necessidade de melhorias na
infraestrutura, melhorias essas que reduziriam a formao de SPD, mas que gerariam maiores
custos.
Sadiq & Rodriguez (2004) fazem uma crtica quanto performance dos modelos.
Geralmente os modelos so avaliados somente por critrios estatsticos clssicos (coeficiente
de determinao, coeficiente de correlao, erros mdios absolutos entre valores medidos e
previstos, etc.). Os autores desses modelos geralmente contam com esses critrios para o
julgamento de seus modelos, sem especificar condies especficas (condies limites para os
preditores) ou circunstncias a que esses modelos possam ser aplicados. Soma-se a isso o fato
de que a maioria dos modelos avaliada com os mesmos dados que foram utilizados para a
sua calibrao, e no consideram base de dados externos para a validao do modelo. Isto no
permite que esses modelos possam ser generalizados.
2.9 QUALIDADE DA GUA E SUAS VARIVEIS
A definio de qualidade da gua no simples de ser feita, em virtude da
complexidade dos fatores que determinam sua qualidade e a grande escolha de variveis
usadas para descrever o estado dos corpos dgua em termos qualitativos.
Chapman (1992) engloba o termo qualidade do ambiente aqutico em trs definies:
Conjunto de concentraes, especificaes e divises de substncias orgnicas e
inorgnicas; Composio e estado da biota aqutica no corpo dgua;
Descrio de variaes temporais e espaciais devido a fatores internos e externos do
corpo dgua.
J para o termo poluio do ambiente aqutico, a mesma autora define que a poluio
a introduo pelo homem, direta ou indiretamente, de substncias ou energia que resultam
em efeitos deletrios como danos aos seres vivos, prejuzos sade humana, obstculos s
atividades aquticas incluindo a pesca e danos qualidade da gua com respeito ao seu uso
em atividades agrcolas, industriais e econmicas.
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A qualidade da gua est relacionada com as caractersticas das guas naturais que no
sofreram impactos antropognicos. A poluio dessas guas ocorre em duas fases de
degradao. A primeira fase mostra uma alterao na qualidade da gua devido ao impacto
humano, mas sem danos biota ou restrio ao uso da gua. J a segunda fase consiste em
alguma degradao da qualidade da gua e possvel restrio dos usos especficos da gua,porque parmetros de qualidade da gua podem ser excedidos. Uma vez que concentraes
aceitveis de variveis selecionadas em relao ao uso da gua so excedidas, ou o habitat
aqutico e a biota forem claramente modificados, a qualidade da gua usualmente definida
como poluda (Chapman, 1992).
A descrio da qualidade do ambiente aqutico pode ser feita de diversas formas. Ela
pode ser feita atravs de medies quantitativas, como determinaes fsico-qumicas, testes
biolgicos ou bioqumicos e atravs de descries semiquantitativas e qualitativas, comondices biticos, aspectos visuais, inventrio de espcies, odor, entre outros. Estas
determinaes so feitas em campo e em laboratrio e produzem vrios tipos de dados que
devem ser interpretados (Chapman, 1992).
A sel