estudo da qualidade da água do rio febros

Universidade do PortoInstituto de Ciências Biomédicas Abel Salazar

Licenciatura Ciências do Meio AquáticoAno lectivo 2006/2007

Quantificação de parâmetros físico-

químicos do Rio Febros

Instituto de Ciências Biomédicas Abel SalazarQuímica do Ambiente II

Disciplina: Química do Ambiente IIRegente: Prof. Doutora Maria Antónia SalgadoAutores: Ana Catarina da Silva Pereira Reis;

Sara de Brito Tavares; António Pedro de Moreira Magalhães e Lencastre Godinho.

1º Ano2º Semestre

Índice remissivo

Índice remissivo.................................................................................................................2Índice de Anexos...............................................................................................................3Objectivos..........................................................................................................................4Introdução teórica..............................................................................................................5

Águas superficiais.........................................................................................................5Rio Febros.....................................................................................................................7Estação de Tratamento de Águas do Rio Febros...........................................................8Parâmetros em estudo..................................................................................................10

Temperatura.............................................................................................................10pH............................................................................................................................10Resíduos sólidos......................................................................................................11Ciclo do azoto..........................................................................................................13Azoto amoniacal......................................................................................................14Nitritos.....................................................................................................................16Fosfatos....................................................................................................................16Oxigénio dissolvido.................................................................................................17Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5).............................................................18Condutividade..........................................................................................................20Potencial redox........................................................................................................20

Ana Catarina Reis & Sara Tavares & António Godinho2


Metodologia.....................................................................................................................22Determinação dos sólidos suspensos...........................................................................22Doseamento de Nitritos nas Amostras........................................................................23Doseamento de Fosfatos nas Amostras.......................................................................24Doseamento de Amónia nas Amostras........................................................................25Carência bioquímica de oxigénio (CBO5)...................................................................26

Resultados........................................................................................................................29Tratamento de resultados.................................................................................................33Discussão.........................................................................................................................35

Análise dos parâmetros lidos pela sonda.....................................................................35pH............................................................................................................................35Temperatura.............................................................................................................35Condutividade..........................................................................................................35Potencial redox........................................................................................................36Resíduos Sólidos Dissolvidos..................................................................................36Oxigénio Dissolvido................................................................................................36

Análise dos Resultados das análises em laboratório...................................................37Sólidos suspensos totais..........................................................................................37Nitritos.....................................................................................................................39Azoto amoniacal......................................................................................................39Fosfatos....................................................................................................................40Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5).............................................................41

Conclusão........................................................................................................................44Fontes..............................................................................................................................45

Índice de Anexos

Anexo 1. Instrumentos normativos /legais relacionados com o Rio Febros

Anexo 2. Entidades envolvidas na gestão e fiscalização do Rio Febros

Anexo 3. Rectas de calibração dos doseamentos de Nitritos, Amónia e

Fosfatos

Anexo 4. Comparação dos resultados obtidos nas duas Estações

Anexo 5. Estimativa intervalar com 95% de confiança para os resultados

dos doseamentos de Nitritos, Amónia e Fosfatos

Anexo 6. Cálculo da exactidão conseguida nos doseamentos de nitritos,

amónia e fosfatos



Anexo 7. Decreto de Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto relativo à qualidade da

água

Objectivos

A actividade experimental tem como objectivo a determinação da qualidade da

água do Rio Febros comparando os resultados obtidos com os valores máximos

admissíveis e recomendadas no Decreto-Lei n.º 236/98, relativo a águas superficiais.

Foram analisados dois pontos específicos no decorrer da actividade:

Ponte Pereiro, a montante da ETAR do Febros (distância em linha recta à foz é,

aproximadamente, 3930m; distância à nascente em linha recta, 6420m,

aproximadamente);

Foz do Febros (distância aproximada em linha recta da nascente à foz – mais

precisamente onde ocorreu a medição, 10135m).

Os parâmetros que nos propusemos determinar foram escolhidos por serem

indicadores da qualidade da água, sendo que alguns foram determinados em laboratório



posteriormente, enquanto que outros foram medidos no local através de uma sonda

multiparamétrica:

Temperatura (ºC) – in-loco;

pH (escala de Sorensen) – in-loco;

Condutividade (μS/cm) – in-loco;

Sólidos totais dissolvidos – SDT (mg/L) – in-loco;

Potencial de Oxidação-Redução – POR (mV) – in-loco;

Saturação em oxigénio – SAT (%) – in-loco;

Oxigénio dissolvido (mg/L) – in-loco;

Sólidos suspensos totais – SST (mg/L);

Doseamento de nitritos;

Doseamento de fosfatos;

Doseamento de amónia;

Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5).

No âmbito do tema escolhido optámos por analisar o Rio Febros, por diversos

factores, nomeadamente, por ser um afluente do rio Douro de pequenas dimensões e de

fácil acesso. Por alguns de nós habitarem na cidade de Vila Nova de Gaia e, estando

este rio na sua totalidade neste distrito, o estudo da qualidade do mesmo é de grande

interesse e curiosidade.

Introdução teórica

Águas superficiais

Os estudos dos cursos de água superficiais, como rios, ribeiros e lagos, são

muito importantes devido à sua grande influência a nível urbano, ecológico,

patrimonial, cultural, pedagógico e económico.

Os ecossistemas que envolvem estas regiões são bastante complexos,

constituindo o habitat natural de várias espécies aquáticas e terrestres. No entanto,

encontram-se fragilizados pela acção humana que produz efeitos nefastos no

desenvolvimento dos seres vivos e na qualidade das águas.



As regiões de rios e ribeiros influenciam muito a paisagem circundante, sendo

um factor determinante na construção de aglomerados urbanos. Desde que o Homem se

apercebeu da importância deste rico recurso, começou a interferir no percurso normal

destas linhas de água. Visando aumentar a produção agrícola, os cursos de água foram

desviados para os campos de cultivo, sendo que, mais recentemente, estas zonas foram

devastadas para que fosse possível construir vias de comunicação (estradas, caminhos

de ferro, etc.). A maior parte das vezes, estas intervenções negligenciam os aspectos

ecológicos e paisagísticos.

Os mares já poluídos e linhas de água contaminadas (cada vez mais a montante)

são exemplos de que as fontes poluidoras externas começam já a interferir no equilíbrio

destes ecossistemas. Os principais agentes poluidores de rios e ribeiros são:

Indústrias que descarregam efluentes não tratados para a água;

Efluentes domésticos despejados directamente para as linhas de água;

Ligações clandestinas directas para os rios;

Escorrimentos dos terrenos agrícolas, levando à lexiviação de fertilizantes e

outros químicos

As más práticas agrícolas promovem o uso de pesticidas e fertilizantes (nitratos,

fosfatos, etc.). Posteriormente, estes infiltram-se no solo, desembocando em lençóis

freáticos. No âmbito do nosso trabalho podemos referir que, junto à Ponte Pereiro,

existiam vários campos agrícolas, que podem ter aportado um efeito poluente; para além

disto, e principalmente na foz, o rio encontrava-se com bastante lixo e a água era

visivelmente turva.

De forma a impedir a poluição dos cursos de água, existem instrumentos

normativos/legais e entidades envolvidas na gestão e fiscalização da água destinada

consumo humano e outros fins (apresentados em anexo os relacionados com o Rio

Febros).



Figura 1. Fotografia tirada durante a recolha da amostra na foz do Rio Febros,

representando o alto nível de poluição que se verifica neste local. A imagem ilustra a

elevada turbidez da água, como se comprova pela impossibilidade de ver o substrato,

apesar da reduzida profundidade

As descargas de águas residuais não tratadas têm vindo a aumentar e tornaram-

se numa das maiores ameaças para as linhas de água superficiais. Desta forma, estas

regiões perdem a sua riqueza original, sendo muito dificilmente reaproveitadas como

zonas de lazer e recreação.

Actualmente, a gestão destes recursos passa pela análise de vários parâmetros

considerados vitais. Para além disto, é necessário recorrer a várias técnicas físicas e

químicas para remover os compostos indesejáveis e purificar a água, tornando-a

apropriada para diversos fins; tratando-se de consumo humano as normas são mais

rigorosas.

A fim de controlar a qualidade biológica das águas, foram criadas ETAR’s

(Estação de Tratamento de Águas Residuais), em que os seus principais objectivos são:

Prevenir a futura degradação, protecção e melhoria do estado ecológico dos

sistemas aquáticos;

Promover o uso sustentável da água tendo em conta a protecção dos recursos

aquáticos.

Rio Febros



O rio Febros é um curso de água com cerca de 15 km de extensão; um afluente

da margem esquerda do Rio Douro, ocupando uma área de, aproximadamente, 35,4km2.

A nascente localiza-se em Seixezelo (Vila Nova de Gaia) e a foz no Cais do Esteiro

Avintes. Este afluente atravessa as freguesias de Seixezelo, Olival, Pedroso, Vilar de

Andorinho e Avintes. Atravessa ainda o Parque Biológico de Gaia que, ultimamente,

tem contribuído para a sua recuperação em conjunto com a ETAR (Estação de

Tratamento de Águas Residuais).

A zona superior do percurso consiste em terreno acidentado, enquanto que a sua

parte final encontra-se numa zona de vale mais alargada; os terraços fluviais possuem

formações sedimentares de cobertura. À excepção da foz, o substrato de todo o rio é

constituído por cascalho, calhaus rolados e blocos recobertos por lama, limos e

macrófitas. Na foz, o rio tem maior profundidade, e o substrato é constituído,

essencialmente, por areia e lama.

Nas suas margens, predomina a prática agrícola, existindo também várias

indústrias em desenvolvimento, tais como o Parque Industrial de Vila Nova de Gaia;

cerca de 24% da área total é ocupada por núcleos habitacionais.

O crescimento industrial verificado altera as condições do rio, degradando a

qualidade da água. Isto ocorre devido às descargas de efluentes industriais e urbanos,

que se misturam com águas fluviais; isto impede a utilização da água para rega,

recreação e impede o crescimento da vida aquática. Este rio, onde a pesca desportiva,

nomeadamente a da truta, já foi vulgar, está hoje despovoado devido à poluição

doméstica e industrial.

Estação de Tratamento de Águas do Rio Febros



.

Figura 2. ETAR do Rio Febros.

No Rio Febros existe uma ETAR, gerida pela Águas de Gaia, com local de

descarga no Rio Douro. Segundo dados desta entidade de 2005, a sua capacidade

instalada é 33.240 m3/dia e a quantidade de caudais tratados chega aos 4.155 m3/dia.

Tabela 1. Dados de base da ETAR do Rio Febros.

Segundo a nossa pesquisa, nesta ETAR, o primeiro processo é a separação, por

decantação e escumação superficial, dos resíduos mais grossos, areias e gorduras da

restante massa de água. De seguida, ocorre o tratamento biológico (no arejamento

prolongado de baixa carga mássica). Posteriormente, procede-se à decantação

secundária, na qual é feita a eliminação da matéria sedimentável (sólidos suspensos que

não assentam em cursos de água naturais) presente na água. O processo seguinte

consiste no espessador gráfico, no qual ocorre a decantação física das lamas.



Finalmente, o último processo, trata-se do tratamento das lamas, no qual as bactérias se

encontram num meio líquido e mais tarde são encaminhadas para uma centrifugadora

que, devido à sua força centrífuga, consegue fazer a separação dos resíduos.



Parâmetros em estudo

Temperatura

A temperatura desempenha um papel importante sob o ponto de vista ecológico,

visto que as espécies de animais e plantas que habitam este ecossistema têm

preferências térmicas e os seus processos biológicos são influenciados pela variação

desta grandeza. Desta forma, controla os ciclos reprodutores, os processos de digestão, a

velocidade de respiração dos animais e a velocidade de crescimento das espécies.

Assim, esta grandeza é de determinação essencial, pois influencia outros

parâmetros, como por exemplo:

A solubilidade de oxigénio (diminui com a temperatura);

Solubilidade de alguns metais tóxicos e pesticidas (aumenta com a temperatura);

Velocidade das reacções químicas que se processam em meio aquático (aumenta

com a temperatura).

Este parâmetro é muito influenciado pelas condições climatéricas, variando ao

longo do dia, pois estas também variam.

pH

As análises de pH do meio aquoso são de grande importância, pois o seu valor

revela estados de poluição. Um afastamento muito grande em relação às águas naturais,

cujo valor de pH varia, normalmente entre 4 e 6, pode indicar o lançamento de resíduos

industriais em esgotos domésticos.

Este parâmetro químico é indicador da concentração de iões H3O+ ou, mais

precisamente, da actividade do ião hidrogénio. A escala de pH varia de 0 (muito ácida)

a 14 (muito acalina), sendo que o seu valor em águas naturais depende muito da origem

da própria água e da natureza dos solos.

Em águas puras ou levemente poluídas, os valores de pH são definidos pela

correlação entre a concentração de CO2 livre, dos iões HCO3- e CO3

2+. Esta correlação

depende da intensidade do processo fotossintético, da oxidação bioquímica de matéria

orgânica e transformações químicas de substâncias minerais.



O pH típico das águas residuais (domésticas) é ligeiramente alcalino (pH = 7.2 a

7.4) e, por isso, a introdução de efluentes industriais ácidos ou básicos, será detectada

pelo controlo do pH. Quando este valor atinge extremos, muito inferior a 5 ou muito

superior a 10, começam a ocorrer perturbações nos processos biológicos dos seres vivos

que habitam o ecossistema. Contudo, não se encontra determinado um pH óptimo para

este meio, visto que, a variedade de espécies existentes não permite que este seja

definido. Desta forma, como termo de comparação e, para que seja possível determinar

a qualidade da água, foram convencionados valores de pH para as águas, conforme a

sua natureza e fim para que se destina.

Este factor tem influência noutros, como a coagulação química, desinfecção,

dureza da água, corrosão e grau de dissociação de muitas substâncias cujos

componentes não dissociados são frequentemente mais tóxicos que as formas iónicas.

Isto torna este parâmetro altamente significativo.

Resíduos sólidos

Os resíduos sólidos que se encontram numa água correspondem aos sólidos

totais dissolvidos e aos sólidos totais suspensos. Para cada um destes parâmetros

existem diferentes técnicas usadas na sua determinação; os sólidos em suspensão ficam

retidos em filtros (sólidos filtráveis) e os dissolvidos passam através dele (sólidos não

filtráveis). Em todas as águas superficiais existem materiais em suspensão e dissolvidos,

sendo que a sua origem é variada:

Águas poluídas;

Erosão natural;

Detritos de origem orgânica;

Plâncton;

Materiais arrastados pelas águas de irrigação (zonas rurais);

Águas residuais (zonas urbanas e industriais).

Em águas residuais predominam os materiais em suspensão, enquanto que os

sólidos dissolvidos representam uma porção irrelevante, ao contrário do que verifica em

águas naturais: os sólidos dissolvidos representam a maior parte da fracção dos sólidos



totais, constituídos, principalmente, por matéria inorgânica e por uma pequena porção

de matéria orgânica.

Os sólidos dissolvidos determinam a cor verdadeira da água, enquanto que os

sólidos em suspensão são responsáveis pela cor aparente e turbidez. A turbidez consiste

na redução da transparência da água; no entanto, não é possível relacionar a absorvância

com a concentração dos sólidos suspensos, visto que o material é heterogéneo, logo as

suas propriedades são distintas.

Os sólidos em suspensão têm diferentes propriedades, não sendo um material

homogéneo com comportamento semelhante; parte destes sólidos deposita-se mais

rapidamente que outros. Designam-se por sólidos sedimentáveis aqueles que demoram

mais tempo assentar no filtro no decorrer da filtração.

Assim, a remoção destes sólidos, que nunca se chegam a depositar em cursos de

água naturais, é de extrema importância, porque estes aumentam a turvação da água

(impedindo uma eficaz penetração da luz solar). Desta forma, os organismos

fotossintéticos ficam com a sua actividade biológica diminuída, sendo que a

concentração de oxigénio dissolvido também diminui. Por consequência, a carência

bioquímica de oxigénio aumenta.

Uma diminuição na concentração do oxigénio leva a uma redução da

variabilidade das espécies que habitam o ecossistema; os sólidos suspensos podem

também conduzir à colmatação das brânquias em organismos filtradores.

O método utilizado para determinar os sólidos suspensos totais consiste em

filtrar as amostras, sendo que, após este processo, os filtros são secados num excicador e

pesados. O teor dos sólidos totais em suspensão (mg/L) é determinado a partir da

seguinte fórmula:



Ciclo do azoto

O azoto aparece na Natureza sob variadas formas:

Azoto atmosférico (N2);

Azoto orgânico (proteínas e aminoácidos);

Nitratos (NO3-);

Nitritos (NO2-);

Amónia (NH4+)

Amoníaco (NH3).

O estudo das formas inorgânicas do azoto é de grande importância para

determinar a qualidade das águas. No entanto, determinar as suas concentrações pode

ser bastante complicado devido às rápidas transformações que ocorrem em cada um dos

compostos.

De uma forma geral, em condições aeróbias ocorre a produção de amónia por

determinadas bactérias, posteriormente oxidada por bactérias nitrificantes, produzindo

nitrato. Este último sofre redução por parte das bactérias do grupo Nitrobacter, dando

origem ao nitrito.

Na ausência de oxigénio ocorre a oxidação de nitritos a nitratos e a produção de

amónia ou azoto molecular (N2) a partir deste composto pela acção de algumas bactérias

anaeróbias. Desta forma, na Natureza, existe um equilíbrio natural na concentração

destes compostos. A actividade humana tem vindo a desequilibrar os ecossistemas,

aumentando as concentrações de alguns compostos azotados. As que mais afectam a

qualidade das águas consistem na utilização de adubos e pesticidas, contendo nitratos e

fosfatos que, por escorrimento, alcançam os cursos de água superficiais.



Figura 3. Ciclo do Azoto (retirado de http://www.prof2000.pt/users/secjeste/dcee/Biologia/Imagens/Uni12_06.gif)

A descarga de compostos de azoto em meio aquático provoca certos efeitos que

podem ser nefastos para o ecossistema, tais como o crescimento excessivo de

organismos (sobretudo algas e plantas superiores), diminuição da quantidade de

oxigénio dissolvido e, ainda, problemas de toxicidade para os peixes. Para além de

afectar as espécies que habitam os rios e ribeiros, esta alteração na qualidade da água

pode, também, acarretar problemas para a saúde pública.

Azoto amoniacal

O azoto amoniacal constitui o somatório das concentrações de NH3 e NH4+,

sendo que ambas as formas se encontram em equilíbrio. No entanto, se o valor de pH

for elevado (condições alcalinas) ocorre a formação de NH3 e vice-versa, como se

encontra representado na seguinte equação química:


http://www.prof2000.pt/users/secjeste/dcee/Biologia/Imagens/Uni12_06.gif


O azoto amoniacal pode estar presente em água natural, em baixa quantidade,

tanto na forma ionizada (NH4+) como na forma tóxica não ionizada (NH3), sendo

proveniente da degeneração biológica de matéria orgânica. As origens antropogénicas

deste composto são:

Descargas de efluentes industriais;

Produzido electroquimicamente nas condutas metálicas;

Em processos de desinfecção a amónia pode ser adicionada a cloro.

A amónia, dependendo das condições das linhas de água, pode ser acumulada ou

transformada em nitratos, através de bactérias nitrificantes. Este composto apenas é

tóxico em água com elevado teor de pH (alcalinas), sendo que o seu efeito em meio

ácido é bastante reduzido. No caso particular dos efluentes industriais, as concentrações

de amónia são muito elevadas (0,2 mg/L de NH3), sendo esta proveniente das refinarias

de petróleo e de esgotos.

A presença de amónia em ecossistemas aquáticos pode ter efeitos prejudiciais,

dependendo da sua concentração no meio:

Promove o desenvolvimento de algas (eutrofização dos lagos);

Maior consumo de cloreto com elevados teores de azoto amoniacal;

Favorece o desenvolvimento de certos germes;

Tem um efeito tóxico nos animais aquáticos, especialmente em meio alcalino,

onde predomina o amoníaco.

A determinação experimental da concentração de amónia é baseada no método

de Nessler (método colorimétrico). Após a adição do reagente específico (de Nessler),

aparece uma cor amarela-acastanhada, cuja intensidade depende da concentração de

amónia, permitindo a leitura de absorvâncias.

Os valores obtidos correspondem às duas formas de azoto acima referidas, sendo

que a razão NH4+/ NH3 é influenciada pelo pH e temperatura. Desta forma, quando os

valores de pH e temperatura são baixos ocorre a formação de NH4+.



Nitritos

O nitrito é um estado intermédio do ciclo de azoto. Este aparece pela

decomposição da matéria orgânica, sendo oxidado a nitrato. Em cursos de água

superficiais, uma concentração elevada de nitritos pode indicar uma decomposição

incompleta de matéria orgânica: esta pode derivar de descargas excessivas provenientes

das estações de tratamento de águas ou devido a poluição industrial.

No caso das águas poluídas, uma alta concentração de nitritos indica a possível

existência de bactérias redutoras de nitrato, quando as condições são anaeróbias. A

toxicidade deste composto pode ser comprovada pelo facto de uma concentração de 0,2

a 0,4 mg/L matar 50% de uma população de trutas, sendo que se começa a notar uma

taxa de mortalidade elevada nestes indivíduos quando a concentração do composto

alcança os 0,15 mg/L.

O método utilizado na sua detecção consiste numa análise colorimétrica: em

condições ácidas, o ião nitrito encontra-se na forma de ácido nitroso que, reagindo com

o grupo amina da sulfanilamida, produz um composto diazo, que se combina com o

dihidrocloreto de N – (1-naftil etilenodiamina), formando um composto com cor rosa. A

absorvância é lida a um comprimento de onda de 543 nm.

Fosfatos

O fósforo e seus derivados são componentes de grande importância para os

processos metabólicos dos organismos vivos. Comparando as suas concentrações com a

de outros macronutrientes existentes na natureza, verifica-se que estes apresentam uma

abundância muito reduzida, sendo, desde já, um factor limitante nos processos

biológicos.

O fósforo pode apresentar-se em meio aquático sob três formas diferentes:

Fosfatos (forma orgânica do fósforo);

Ortofosfatos (radicais livres que, ao combinarem-se com catiões existentes nas

águas formam sais inorgânicos);

Polifosfatos ou fosfatos condensados (polímeros dos ortofosfatos).



No entanto, o estudo dos polifosfatos não é muito relevante no controlo da

qualidade da água, visto que, em cursos de água naturais, estes sofrem hidrólise,

convertendo-se rapidamente em ortofosfatos.

O fosfato provém da interacção, entre os sedimentos e a água, através de

reacções redox, sendo que estas dependem da estabilidade dos minerais e da actividade

metabólica das bactérias, bem como da decomposição de matéria fecal. Com o aumento

do uso de pesticidas aumenta, de forma proporcional, a quantidade deste composto (pois

o principal componente destes é o fosfato), originando o crescimento exagerado de

algas e a diminuição do oxigénio dissolvido.

Os fosfatos apresentam vantagens para o homem, sendo, por isso, usados para

variados fins; os que mais se destacam são:

Como meio de controlo da corrosão em locais de abastecimento de água

pública;

Estabilizador de águas com reduzido grau de dureza, visto que estabiliza o

carbonato de cálcio.

Oxigénio dissolvido

A quantidade de oxigénio dissolvido é de grande importância, visto ser uma

indicação directa da qualidade da água. As plantas aquáticas (e alguns

microorganismos) são produtoras de oxigénio, enquanto que os microorganismos

decompositores o consomem no decorrer dos seus processos metabólicos. A

solubilidade do oxigénio depende das condições climatéricas, sendo que aumenta para

baixas temperaturas, até um certo valor.

A eutrofização é um termo utilizado para designar um processo natural de

envelhecimento de cursos de água, tais como lagos, albufeiras, ou mesmo zonas de rios

mais estagnadas e menos profundas. Este envelhecimento é caracterizado pela

proliferação de plantas aquáticas, fenómeno que resulta do aumento da disponibilidade

de nutrientes, e pela diminuição de oxigénio dissolvido.

O oxigénio dissolvido é vital para a sobrevivência das espécies, animais e

vegetais, que habitam os ecossistemas aquáticos. Muito poucas espécies conseguem

persistir quando as concentrações são muito reduzidas, sendo que a grande parte morre

por anóxia.



A taxa de reintrodução do oxigénio, a partir da superfície, depende da área e

velocidade dos cursos de água: em águas estagnadas, como lagos e lagoas, esta taxa é

muito inferior quando comparada com as quedas de água.

A saturação de um determinado gás, como o oxigénio, trata-se da quantidade de

gás que se encontra em solução, relativamente à capacidade máxima de retenção deste

último no líquido, expressa em percentagem. Esta varia com a temperatura, pressão e

salinidade: se a pressão aumenta, a saturação aumenta; a saturação diminui com o

aumento da temperatura e da salinidade.

Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5)

A carência bioquímica de oxigénio corresponde à quantidade de substâncias

orgânicas biodegradáveis e inorgânicas (como sulfuretos e o ião Fe2+), presentes numa

amostra de água, após um determinado período de incubação (cinco ou sete dias

dependendo do método utilizado). Este método mede o consumo de oxigénio resultante

da actividade aeróbia dos microrganismos presentes, pela seguinte reacção:

Microrganismos + Matéria Orgânica + O2 (g) → CO2 (g) + H2O (l) + Microrganismos

Desta forma, a determinação deste parâmetro é muito importante pois reflecte a

quantidade de poluentes provenientes de esgotos domésticos e industriais, em termos de

quantidade de oxigénio necessário para a sua biodegradação, após descarga em meios

aquáticos com condições aeróbias.

A velocidade a que se processam estas reacções de decomposição da matéria

orgânica depende da temperatura a que a amostra se encontra e da população de

bactérias (provenientes do solo). Porém, o efeito da temperatura pode ser anulado se

esta se mantiver constante durante o período de incubação.

Teoricamente, é necessário um intervalo de tempo infinito para que se dê a

oxidação biológica completa da matéria orgânica. Contudo, pode-se considerar que a

reacção se completa ao fim de 20 dias.

Ao longo do processo podem ocorrer interferências, que conduzem a um valor

de CBO errado (por excesso): por exemplo, quando as bactérias oxidam a amónia



existente na amostra, consomem o oxigénio dissolvido. Contudo, isto só influencia os

resultados ao fim de 8-10 dias, sendo que a sua acção por ser diminuída pela utilização

de inibidores específicos (azul de metileno, etc.).

A técnica utilizada na determinação do CBO requer alguns cuidados especiais,

sendo que as amostras devem ser incubadas em frascos de vidro, enchendo-os

completamente, de modo a que a água transborde ao colocar a rolha (evitando qualquer

introdução de ar). Desta forma, é necessário preparar a água de diluição, que

desempenha o papel de elemento fornecedor de oxigénio, uma vez que a amostra pode

não conter a quantidade necessária para estabilizar a matéria orgânica existente. Assim,

evita-se que, no final dos cinco dias de incubação, a quantidade de oxigénio dissolvido

seja zero, impossibilitando a comparação.

A técnica utilizada baseia-se na adição de uma solução de manganês bivalente à

amostra em análise, contida num frasco com rolha de vidro, a que se segue a junção de

um reagente alcalino forte. Desta reacção resulta o hidróxido de manganês, que

precipita e reage com a quantidade de oxigénio dissolvida na água, formando óxido de

manganês, insolúvel e de cor castanha.

Mn2+ (aq) + 2OH- (aq) Mn(OH)2 (s)

Mn(OH)2 (s) + 1/2 O2 (aq) MnO(OH)2 (s) (precipitado castanho)

MnO(OH)2 (s) + 2I- (aq) + 4H+ (aq) Mn2+(aq) + I2 (g) + 3 H2O (l)

O oxigénio dissolvido oxida rapidamente uma quantidade equivalente de

MnO(OH)2; este composto, em meio ácido e na presença de anião iodeto, liberta iodo

molecular, que é titulado com uma solução padrão de tiossulfato de sódio. O ponto final

da reacção é identificado no momento em que a solução de amido passa de azul a

incolor.

I2 (g) + 2S2O32- (aq) S4O6

2- (aq) + 2I- (aq)



Condutividade

A condutividade é definida como a capacidade de uma substância conduzir a

corrente eléctrica. A água destilada tem uma condutividade muito reduzida, devido à

sua fraca ionização:

H2O (l) → H+ (aq) + OH- (aq)

KW = 1,0 x 10-14

Os materiais sólidos apresentam uma elevada condutividade, podendo-se definir

três grupos, de acordo com as características mais evidentes:

Condutores (ex.: metais);

Semicondutores;

Isolantes.

A dissolução de electrólitos em água aumenta a sua condutividade e,

dependendo da concentração destes electrólitos, o meio pode tornar-se altamente

corrosivo, tornando-se incompatível com a vida. A condutividade depende de vários

factores, tais como a concentração de substâncias iónicas e a temperatura da água.

Este parâmetro indica a quantidade de sais existentes nos cursos de água, e, desta

forma, representa uma medida indirecta da concentração de poluentes. Em geral,

quando os níveis são superiores a 100 µS/cm, admite-se a existência de poluentes no

meio aquático.

Potencial redox

O potencial de oxidação-redução é um parâmetro que mede a voltagem

produzida na transferência de electrões entre as espécies químicas (átomos, moléculas,

radicais, etc.) que interagem em meio aquático.

As condições redox do meio influenciam em grande escala a qualidade das

águas, pois existem funções, como a respiração, que dependem dos seus valores.

Quando o teor em oxigénio é elevado, os valores do potencial redox também o são, pois,

neste caso, imperam processos de carácter oxidativo. Se, pelo contrário, a quantidade de

oxigénio é bastante reduzida, predominam os processos redutores. A respiração



anaeróbia é exemplo de um processo redutor, realizado por bactérias. Desta forma, as

águas poluídas têm um valor de potencial redox muito inferior relativamente às águas

não poluídas, pois, possuem excesso de nutrientes oxidados em grande escala das

bactérias.

Os valores do potencial redox dependem do pH e temperatura do meio; assim, é

necessário ter em conta a sua influência, aquando da análise deste parâmetro, evitando

conclusões precipitadas.



Metodologia

A recolha das amostras efectuou-se a 21 de Maio de 2007, sendo que estas foram

congeladas, aproximadamente a quatro graus negativos, para posterior análise. As águas

foram conservadas em recipientes de, aproximadamente dois litros de capacidade, sendo

que se procedeu ao seu descongelamento no dia 31 do mesmo mês (embora o trabalho

tenha sido iniciado no dia anterior, com a preparação de soluções e a secagem dos

filtros). A determinação dos sólidos suspensos permitiu água filtrada para os restantes

métodos, excepto CBO5 que utiliza água tal e qual quando recolhida. O trabalho prático

foi finalizado no dia 4 de Junho, em que se procedeu às medições finais do CBO5 e dos

sólidos suspensos.

Determinação dos sólidos suspensos

Método: Filtração e secagem

Material

Filtros de membrana 0,45 µm e de 47 mm de diâmetro; estufa a 105ºC; balança

analítica; excicador; rampa de filtração ligada a vácuo; frascos de 500mL; provetas de

500mL.

Procedimento experimental

1. Secámos os filtros de membrana 0,45 µm e de 47 mm de diâmetro (1 por

amostra) a 105ºC, durante 1hora.

2. Arrefecemos num excicador e pesámos.

3. Filtrámos 500mL de água usando o vácuo ligado à rampa de filtração.

Recolhemos a água filtrada em frascos de 500mL para posterior determinação de

outros parâmetros.

4. Lavámos o filtro com 3 vezes 10mL de água destilada.

5. Retirámos os filtros e procedemos como nos pontos 1 e 2.

6. Procedemos aos cálculos respectivos.



Doseamento de Nitritos nas Amostras

Reagente (Standard Methods)

Dissolver em ±50mL de água, 10mL de ácido fosfórico + 1g de sulfanilamida + 0,1g de

dihidrocloreto de N-(1-naftil etilenodiamina) 2 HCL. Perfazer 100mL de água.

Nota: Reagente estável por um mês em frasco escuro no frigorífico.


1. Preparação da solução Padrão (0,1 mg/L NO2-) → Solução controle

Nota: Secou-se o nitro de sódio a 105ºC durante 1hora.

S. Stock: Pesou-se 0,150g de NaNO2 seco e dilui-se a 1L c/água destilada → 100 mg/L

NO2-

Diluição: 20 × (5mL/100mL) → 5 mg/L NO2-

Soluções Padrão: Dilui-se a solução anterior 50 × (2mL/100mL) → 0,1 mg/L NO2-

2. Preparação da amostra

Nota: Filtrou-se as amostras por filtros de membrana 0,45 µm.

Mediu-se 25mL, em duplicado, de cada amostra e do padrão para

erlenmeyers de 100mL.

Preparámos um branco medindo 25 mL de água destilada.

3. Reacção

a) Adicionámos a cada amostra, padrão e branco 1mL do reagente específico.

Agitámos e esperar ±10 minutos.

b) Lemos as absorvâncias ao comprimento de onda de 543 nm, fazendo o auto-

zero do espectrofotómetro com o branco.

c) Através da recta de calibração calculámos a concentração média (expressa

em mg/L de NO2-) de cada amostra.



Doseamento de Fosfatos nas Amostras

Reagentes: Reagente combinado

Corresponde à mistura de 50mL de H2SO4 de 2,5 M + 5mL da solução de tartarato de

antimónio e potássio 8,2 mM + 15 mL de solução de molibdato de amónio 32,4 mM +

30 mL da solução de ácido ascórbico 0,1 M. Agitar (estável por quatro horas).


1. Preparação da solução Padrão (0,5 mg/L PO43-) → Solução controle

Nota: Secou-se o di-hidrogeno fosfato de potássio a 105ºC durante 1hora.

S. Stock: Pesou-se 0,143g de KH2PO4 seco e diluiu-se a 1L c/água destilada →

100mg/L PO43-

Diluição: 10 × (10mL/100mL) → 10 mg/L PO43-

Soluções Padrão: Diluiu-se a solução anterior 20 × (5mL/100mL) → 0,5 mg/L PO43-


Nota: Filtrou-se as amostras por filtros de membrana 0,45 µm.



3. Reacção

a) Adicionou-se uma gota de fenolftaleína a cada amostra, padrão e branco

(água destilada).

b) Adicionámos 4mL do reagente combinado. Agitámos e esperar ±10

minutos.

c) Lemos as absorvâncias ao comprimento de onda de 880 nm, fazendo o auto-

zero do espectrofotómetro com o branco.

d) Calculámos a concentração média de cada amostra expressa em mg/L PO43-.

Nota: Todo o material usado foi descontaminado com reagente sem fosfatos.



Doseamento de Amónia nas Amostras

Reagentes (Standard Methods)

Reagente de Nessler: Dissolver 10g de iodeto de mercúrio (HgI2) + 7g de

iodeto de potássio (KI) em ±50mL de água destilada. Dissolver 16,9g de hidróxido

de sódio ± 30 mL de água destilada. Juntar as duas soluções e perfazer 100mL.

Sal de Rochelle: Dissolver 50g de tartarato de sódio e potássio

tetrahidratado em 100mL de água destilada.

Nota: Segundo a HACH deve adicionar-se 1 gota de sal por cada 200mg/L de dureza.


1. Preparação da solução Padrão (0,5 mg/L NH4+) → Solução controle

Nota: Secou-se cloreto de amónia a 105ºC durante 1hora

S.Stock: Pesou-se 0,1189g de NH4Cl seco e dilui-se em 1L c/água destilada → 40 mg/L

NH4+

Diluição: 10 × (10mL/100mL) → 4 mg/L NH4+

Soluções Padrão: Diluiu-se a solução anterior 12,5 mL/100mL → 0,5 mg/L NH4+


Nota: Filtrámos as amostras por filtros de membrana 0,45 µm.



Preparámos um branco medindo 25 mL de água destilada.

4. Reacção

a) Adicionámos a cada amostra, padrão e branco 2 gotas de sal de Rochelle +

1mL do reagente de Nessler. Agitámos e esperámos ±10 minutos.

b) Lemos as absorvâncias ao comprimento de onda de 425 nm, fazendo o

auto-zero do espectrofotómetro com o branco.

c) Através da recta de calibração calculámos a concentração média (expressa

em mg/L de NH4+) de cada amostra.



Carência bioquímica de oxigénio (CBO5)

Procedimento Experimental

* Material

Banho termostatizado a 20 1 ºC Bureta 25 mL

Frascos de incubação 250 mL Balança analítica

Goblés de 100 e 250 mL Pró-pipeta

Pipeta automática 1000 L Espátula,

Pipetas de 2 e 100 mL papel de alumínio

* Reagentes

a) Para preparar a água de diluição:

Solução tampão fosfato

Solução de sulfato de magnésio

Solução de cloreto de cálcio

Solução de cloreto de ferro (III)

b) Para preparar a solução de CBO conhecida:

Solução de glucose-ácido glutâmico : pesámos 150 mg de glucose e

150 mg de ácido glutâmico (secos na estufa), acrescentando água

destilada até perfazer 1 L de solução.

c) Para determinar o oxigénio dissolvido:

Solução de sulfato de Mn (MnSO4)

Reagente alcalino de azida iodada

Acido sulfúrico concentrado

Solução indicadora de amido

Solução de tiossulfato de sódio (Na2S2O3) 0,025 M

A – Preparação da ÁGUA DE DILUIÇÃO



1. Preparámos 2 L: pipetar 2 mL de cada uma das soluções indicadas nos reagentes

e acrescentámos água destilada até perfazer o volume pretendido.

2. Arejámos a solução obtida até ser utilizada.

3. Identificámos convenientemente 3 frascos de incubação e enchemo-los com esta

solução; os frascos de incubação foram cheios completamente até transbordarem,

rolhados e com excesso de água em volta da rolha, fornecendo assim um selo

adicional para impedir a entrada de ar.

4. Incubámos dois frascos a 20 ºC, durante 5 dias.

5. Determinámos a concentração de oxigénio inicial no frasco restante, como

indicado no ponto D, e guardámos os resultados.

6. No fim do período de incubação determinámos a concentração de oxigénio nos

dois frascos.

B – Preparação da SOLUÇÃO DE GLUCOSE-ÁCIDO GLUTÂMICO

1. Preparámos 1 L de solução de glucose - ácido glutâmico diluída a 2 % com água

de diluição.

2. Arejámos a solução obtida até ser utilizada.

3. Identificámos convenientemente 3 frascos de incubação e enchemo-los com esta

solução, como indicado para as amostras de água de diluição.

4. Repetimos os pontos 4 a 6 da parte A.

C – PREPARAÇÃO DAS AMOSTRAS

1. Pipetámos 100 mL de amostra para cada frasco (3 amostras da Estação 1 e 3

amostras da Estação 2) e acrescentámos água de diluição até ficarem

completamente cheios e transbordarem (como indicado para a água de diluição).

2. Repetimos os pontos 4 a 6 do ponto A.

Nota: A diluição teve como objectivo diminuir o risco de se chegar ao fim dos 5

dias e não se ter resultados, pois não sabemos qual o consumo de O2 que estas

amostras têm.



D – DETERMINAÇÃO DO OXIGÉNIO DISSOLVIDO (OD)

1. Adicionámos directamente no frasco 1 mL da solução de MnSO4 e 1 mL do

reagente alcalino de azida iodada (nota: guardámos as pontas usadas junto dos

respectivos frascos de reagente para serem reutilizadas). Tapámos

cuidadosamente o frasco, para eliminar as bolhas de ar e agitámos várias vezes

por inversão; deixámos em repouso.

2. Quando o precipitado formado se depositou, até aproximadamente metade do

volume do frasco, adicionámos 1 mL de H2SO4 concentrado. Tapámos

novamente o frasco e agitámos várias vezes, por inversão, até completa

dissolução.

3. Titulámos um volume de 100 mL da amostra, num matraz de 250 mL.

4. Enchemos a bureta com a solução de tiossulfato de sódio 0,025 M; verificámos

que não existiam bolhas de ar, procedemos ao seu acerto e iniciámos a titulação

da solução anterior.

5. Quando a solução começou a ficar amarelo palha, adicionámos umas gotas de

solução de amido para facilitar a visualização do ponto final da titulação.

Titulámos até a solução ficar incolor.



Resultados

As imagens seguintes representam os pontos de recolha das amostras, incluindo

a nascente que, apesar não ter sido recolhida uma amostra do local, os resultados

obtidos pela sonda são contemplados no nosso trabalho servindo como referência.

A Estação 1, mencionada a partir de agora, corresponde ao primeiro ponto de

amostragem, a Ponte Pereiro e a Estação 2 corresponde à Foz do Rio Febros.

Figura 4. Nascente do Rio Febros, localizado no Parque das Corgas em Seixezelo.

Imagem retirada do programa Google Earth.

Figura 5. Ponte Pereiro, localizada antes da ETAR do Febros, imagem retirada do

programa Google Earth.



Figura 6. Foz do Rio Febros, sendo que a linha de água de maior extensão representa o

Rio Douro. Imagem retirada do programa Google Earth.

# Hora Nome Longitude Latitude pHTemp.

(ºC)Cond.

(µS/cm)STD

(mg/l)POR (mV)

SAT (%)

OD (mg/l)

111h

25minPt.Pereiro -8,55254 41,08992 7,53 15,04 225 113 82,5 77,5 7,64

212h

19minFoz -8,56911 41,12284 7,66 16,84 369 185 133,4 78,4 7,46

Tabela 2. Resultados obtidos no local de recolha das amostras utilizando uma sonda

multiparamétrica.

Legenda: Temperatura (Temp.); Condutividade (Cond.); Sólidos totais dissolvidos

(STD); Potencial de oxidação-redução (POR); Saturação em oxigénio (SAT); Oxigénio

dissolvido (OD).



AmostraNitritos Amónia Fosfatos

Média Média Média

1A 0,039

0,03850,03

0,02950,013

0,0125B 0,038 0,029 0,012

2A 0,33

0,3320,074

0,0760,195

0,1965B 0,334 0,078 0,198

PadrãoA 0,088

0,0890,061

0,0640,1

0,101B 0,09 0,067 0,102

Tabela 3. Resultados obtidos no doseamento de nitrito, amónio, fosfatos expressos em

valores de absorvância.

Amostra

Peso dos filtros (g)

Antes da

estufaMédia

Depois da

estufaMédia

Filtro +

filtradoMédia

1A 0,0575

0,05740,0570

0,05690,0598

0,0598B 0,0572 0,0567 0,0598

2A 0,0574

0,05650,0571

0,05630,0592

0,0596B 0,0556 0,0555 0,0600

Tabela 4. Resultados obtidos na técnica utilizada na determinação dos sólidos

suspensos totais.



AmostraOxigénio dissolvido (mg/L)

Inicial Final Final

1A

4,0033,270

3,29905B 3,328

2A

3,9133,291

3,2765B 3,262

GAGA

3,9552,740

2,702B 2,664

ADA

3,9973,633

3,645B 3,657

Tabela 5. Oxigénio dissolvido, final e inicial, em mg/L nas amostras (1 e 2), solução de

glucose-ácido glutâmico (GAG) e água de diluição (AD). Corresponde aos resultados

obtidos na técnica usada na determinação da carência bioquímica de oxigénio.

Nota: O volume de Na2S2O3 (mL) gasto, corresponde, em valor absoluto à concentração

de oxigénio dissolvido em mg/L.



Tratamento de resultados

AmostrasDepois da

secagemFiltro+Filtrado

Teor

(mg/L)

1 0,0569 0,0598 5,8

2 0,0563 0,0596 6,6

Tabela 6. Determinação do teor de sólidos suspensos nas amostras recolhidas (ver

fórmula na introdução teórica). A filtragem foi realizada em duplicado, sendo que se

utilizaram 500mL, ou seja, 1L por cada amostra.

Amostras AbsorvânciaConcentração

(mg/L de NO2-)

1 0,039 0,042

2 0,332 0,361

Padrão 0,089 0,096

Tabela 7. Determinação da concentração em mg/L de NO2- nas amostras e padrão

utilizados no doseamento de nitritos.


(mg/L de NH4+)

1 0,030 0,224

2 0,076 0,577

Padrão 0,064 0,485

Tabela 8. Determinação da concentração em mg/L de NH4+ nas amostras e padrão

utilizados no doseamento de amónia.




(mg/L de PO43-)

1 0,013 0,063

2 0,197 0,947

Padrão 0,101 0,486

Tabela 9. Determinação da concentração em mg/L de PO43- nas amostra e padrão

utilizados no doseamento de fosfatos.

Nota: As rectas de calibração utilizadas no cálculo das concentrações (nitritos, amónia e

fosfatos) encontram-se em anexo.

AmostrasConcentração de OD

inicial (mg/L)

Concentração de OD

final (mg/L)CBO5 (mg/L OD)

1 4,003 3,299 1,760

2 3,913 3,277 1,590

GAG 3,955 2,702 62,650

AD 3,997 3,645 0,352

Tabela 10. Valores da carência bioquímica de oxigénio em mg/L, sendo que o factor de

diluição para as amostras é de 0,4 (100 mL de amostra/250 mL de volume total);

enquanto que a solução de glucose-ácido glutâmico é diluída a 2%.

Nota: Para determinar o factor de diluição das amostras considerou-se 250mL como

capacidade total dos frascos de incubação.



Discussão

Análise dos parâmetros lidos pela sonda

pHNas duas estações analisadas no decorrer deste o estudo verificou-se que o pH é,

aproximadamente, neutro. Assim, encontra-se dentro dos valores máximos

recomendados e admissíveis relativos a águas cujos parâmetros estão contemplados no

anexo número 7.

TemperaturaOs valores da temperatura, registada in loco, em ambos os pontos de

amostragem, encontram-se dentro dos limites máximos recomendados e admitidos. No

entanto, verificam-se diferenças significativas entre os dois pontos onde foram

efectuadas as recolhas. Provavelmente, a diferença verificada deve-se ao facto da

recolha não ter sido efectuada na mesma altura do dia. Na Ponte Pereiro analisaram-se

as águas por volta das 11h20min, enquanto que, na Foz a recolha foi efectuada um

pouco mais tarde, por volta das 12h20min.

No caso da água ser destinada a consumo humano, as temperaturas verificadas

estariam acima dos máximos recomendados, mas ainda assim abaixo dos valores

máximos admitidos, não invalidando, portanto, a sua qualidade.

CondutividadeOs valores de condutividade registados nas amostras encontram-se abaixo do

valor máximo recomendado para água de consumo humano (400 µS/cm). Comparando

os dois pontos em estudo, verifica-se que os valores deste parâmetro são muito

superiores após a ETAR, indicando uma maior concentração de iões em solução, facto

que é comprovado pela a análise posterior de compostos inorgânicos (nitritos, fosfatos e

amónia).

De acordo com a bibliografia consultada sabe-se que, quando o valor da

condutividade se encontra acima dos 100 µS/cm, admite-se a existência de



contaminantes no meio aquático. No entanto, estes valores não são alarmantes, visto que

não violam o decreto de lei relativo à qualidade da água.

Potencial redoxO potencial de oxidação redução é, comparativamente superior na segunda

Estação. Isto indica que, na foz do Rio Febros, o meio é constituído por compostos com

características oxidativas, sendo facilmente reduzidos ao interagir com outros elementos

do meio aquático. Este parâmetro indica, de uma forma indirecta, a reactividade do

meio, assim, valores elevados podem indicar um alto índice de reacções de oxidação de

matéria orgânica.

No entanto, não existem directivas e limites que definam os valores

recomendados para este parâmetro, não sendo possível comparar com águas naturais e

interpretar os valores obtidos como sendo elevados e prejudiciais para o meio.

Resíduos Sólidos DissolvidosDe acordo com o que foi dito anteriormente os resíduos sólidos dissolvidos

constituem uma pequena porção dos sólidos totais, sendo os seus valores pouco

relevantes neste tipo de estudos.

As diferenças observadas entre as duas estações não são significativas, nem

excedem os limites máximos impostos no decreto de lei relativo à qualidade da água

(anexo 7); sendo cerca de dez vezes inferior ao valor estipulado para águas destinadas a

consumo humano.

Oxigénio Dissolvido

Comparando os resultados obtidos nos dois pontos de amostragem (Ponte

Pereiro e Foz do Febros) observa-se uma diferença muito reduzida. No entanto, os

valores encontrados para o oxigénio dissolvido são relativamente superiores na primeira

Estação. Assim, nesta admite-se que haja uma maior actividade das bactérias, que

necessitam de mais oxigénio para oxidarem a matéria orgânica.

Tendo em conta os valores impostos por lei:

Para água destinada a consumo humano cumpre por pouco com o requerido;



Para águas piscícolas possui oxigénio dentro dos valores recomendados, mas

não são muito altos, encontrando-se próximo do limite do não aconselhável;

Para águas balneares apresenta oxigénio fora do intervalo de valores

recomendados.

Para além disto, chega a ultrapassar significativamente o valor mínimo admitido nos

requisitos para o objectivo ambiental de qualidade mínima para águas superficiais,

sendo que denota um bom arejamento e consequente oxigenação da massa de água

corrente ao longo do curso deste rio.

Análise dos Resultados das análises em laboratório

Sólidos suspensos totais

Comparando as duas estações onde foram efectuadas as recolhas, verifica-se que

os valores obtidos são significativamente diferentes entre si. O teor em sólidos

suspensos, após a ETAR (estação 2), é significativamente superior, o que revela um

crescente estado de poluição. Os resultados obtidos nesta estação, em relação aos dados

do efluente final da ETAR, encontram-se bastante abaixo, sendo coerente com o facto

do rio ter uma determinada capacidade de auto-depuração.

O alto valore de SST deve estar relacionado com a situação observada no local:

Figura 7. No cais da foz verificou-se a existência de lodo e grandes quantidades de lixo

urbano.



Os vários sedimentos recolhidos ao longo do rio e dos seus vários subafluentes,

são arrastados para e concentrados na foz. Desta forma, o teor de sólidos suspensos

totais aqui encontrados vai ser superior aos valores encontrados a montante. Este efeito

pode também ser acentuado aquando da ocorrência de precipitação recente na zona da

bacia hidrográfica do respectivo rio.

Figura 8. Comparação entre os dois pontos de amostragem, Ponte de Pereiro (esquerdo)

e foz (direita), tendo em conta a turbidez da água.

Tendo em conta os valores recomendados e admissíveis, em anexo no decreto de

Lei relativo à qualidade da água, os sólidos suspensos devem estar ausentes numa água

destinada a consumo humano. O que não se verifica nas amostras recolhidas, no entanto

quando comparados com os valores recomendados para águas destinadas ao suporte de

vida aquícola, balneares e para rega estes valores encontram-se dentro dos limites

estabelecidos.

Apesar de se encontrar dentro desses limites (estabelecidos no decreto de Lei

relativo à qualidade da água), é necessário considerar que a presença de sólidos

suspensos pode ser nefasta para a vida no meio aquático. A porção destes sólidos que

muito dificilmente se depositam em condições naturais (sólidos sedimentável) pode

absorver a luz solar e impedir a sua penetração na linha de água, o que diminui a

actividade de organismos fotossintéticos e, consequentemente, a quantidade de oxigénio

dissolvido.



Nitritos

O valor médio da concentração de nitritos obtido nas Estação 2 é quase nove

vezes superior ao valor na Estação 1. É provável que se deva a excessivas descargas da

ETAR que se localiza a montante da foz do Rio Febros. Porém, também pode estar

ligado a poluição ambiental, já que ao longo do troço existem vários tubos de esgoto.

A elevada concentração verificada nas duas Estações, acima dos valores

máximos recomendados para águas destinadas a fins aquícolas (ver em anexo), indicam

a existência de bactérias redutoras de nitrato. Assim, aponta para uma elevada

introdução de nitrato (elemento principal dos pesticidas) no ecossistema aquático. Para

além disto, na Estação 2 obtivemos um resultado acima do estipulado para águas

destinadas a consumo humano (0,1 mg/L de NO2-).

De acordo com estimativas recentes, o composto adquire características tóxicas

para as espécies que habitam o meio aquático, quando as suas concentrações são

superiores a 0,2 mg/L de NO2-, o que se verifica na segunda estação.

Azoto amoniacal

O método que utilizámos mede o somatório das concentrações de NH3 e NH4+

que, pelo léxico de Termos Hidrogeológicos do INETI (Instituto Nacional de

Engenharia, Tecnologia e Inovação, IP), corresponde ao Azoto Amoniacal.

As concentrações de azoto amoniacal, nos dois pontos de amostragem, são muito

elevadas em especial na Estação 2, após a ETAR. Este componente do ciclo do azoto

apenas é armazenado no ecossistema quando se encontra em excesso. Possivelmente, a

causa desta acumulação são as excessivas descargas industriais que se observam ao

longo do Febros:

Descargas da própria ETAR;

Escoamento de compostos azotados derivados dos pesticidas usados nos campos

agrícolas (adjacentes ao curso de água);

Descargas industriais (ex.: Parque Industrial de Vila Nova de Gaia);

Descargas de efluentes domésticos (detergentes contém grande percentagem de

amónia).



A forma tóxica do azoto amoniacal é o NH3, sendo que ocorre a sua formação

quando o pH do meio é elevado, com formação de H+ para estabilizar o pH do meio.

Contudo, como o meio não possui valores de pH excessivamente altos (sendo,

praticamente neutro), a dose deste composto não será, em princípio, tóxico.

A concentração de azoto amoniacal é elevada nas duas Estações, estando acima

dos valores máximos recomendados para águas destinadas a consumo humano, fins

aquícolas e rega; no entanto, ainda se encontra dentro dos limites admissíveis (ver

limites máximos recomendáveis e admissíveis em anexo). Desta forma, é possível

verificar o avançado estado de poluição em que se encontra o rio Febros, em especial

após a ETAR.

Fosfatos

Como estes compostos são macronutrientes que existem em pequenas

quantidades nos ecossistemas aquáticos, constituem um factor limitante no

desenvolvimento das espécies. No entanto, concentrações muito altas podem provocar

um crescimento exagerado das algas levando à diminuição do oxigénio dissolvido e

constituindo um factor de risco para a sobrevivência das espécies.

Figura 9. Fotografia tirada na foz do rio Febros, sendo que pretende realçar a turbidez

da água.

De acordo com os resultados obtidos nas análises em laboratório, os valores da

concentração dos fosfatos são muito superiores a jusante da ETAR do Febros. Isto pode



indicar uma possível contaminação derivada dos tratamentos realizados, na eliminação

de certos poluentes, para além do uso de pesticidas nos campos agrícolas adjacentes.

Assim, a jusante da ETAR há uma maior propensão ao crescimento de algas e,

consequentemente uma diminuição (comparativamente) dos valores de oxigénio

dissolvido medidos pela sonda multiparamétrica.

Como não existem valores de fosfatos PO43-, estipulados para a qualidade da

água não é possível comparar os resultados com o decreto de Lei n.º 236/98; neste

apenas existem valores máximos admissíveis e recomendados para P2O5.

Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5)

De acordo com o estipulado, o valor de CBO5 para a solução de glucose-ácido

glutâmico seria, teoricamente, 198 mg/L 30,5 mg/L, devido ao alto teor de matéria

orgânica.

Analisando, também, o valor do CBO5 da água de diluição, encontramo-lo acima

do recomendável (0,2 mg/L OD). Porém, o valor obtido não é muito elevado, estando

dentro dos limites do aceitável.

Os valores de CBO5 das duas estações são bastantes bons, estando dentro dos

valores estipulados para a qualidade da água para variados fins (em anexo).

Comparando os resultados entre si, verifica-se um maior valor de CBO5 na Estação 1.

Isto, empiricamente, parece-nos um pouco estranho, já que as quantidades de sólidos

suspensos totais e de nutrientes, na segunda estação, são comparativamente superiores.

Estes parâmetros estão, normalmente, associados a valores de CBO elevados; contudo,

este pressuposto não é necessariamente certo, já que o CBO está relacionado com a

quantidade de matéria orgânica e:

Os SST, das nossas amostras, poderiam não incluir compostos orgânicos;

Os nutrientes quantificados são compostos inorgânicos.

Portanto, a possibilidade do valor real de CBO se encontrar próximo dos

obtidos, embora discutível (devido ao aspecto do leito do rio na foz e à quantidade de

efluentes), não é necessariamente baixa.

Um acontecimento curioso é que a concentração na água de diluição, ao ser superior

ao suposto, iria corresponder a uma subida no valor de CBO das amostras (já que a água


1,76

1,59

0,352

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

1 2 AD

CBO

5 (m

g/L d

e O

D)

Carência Bioquímica de Oxigénio


de diluição foi adicionada a estas). Em contrapartida, o congelamento de água pode ter

reduzido as populações de bactérias responsáveis pela decomposição aeróbia da matéria

orgânica, o que levaria a uma descida de CBO.

Gráfico 1. Resultados obtidos da carência bioquímica de oxigénio na Estação 1 (1),

Estação 2 (2) e água de diluição (AD).

Existem, portanto, indícios, de tendência do CBO, contrários.

De facto, a água pode ter, na realidade, uma reduzida quantidade de matéria

orgânica (logo, baixo valor de CBO). Se este facto não for verdadeiro, também não

conseguimos apontar erros na execução da técnica. Rejeitando a suposição, a

inexperiência dos indivíduos e o reduzido tamanho da amostra teriam levado a um erro;

apenas um estudo mais aprofundado, alargando o protocolo de amostragem e

diversificando a metodologia, permitiria obter uma caracterização mais fidedigna do

curso aquícola em estudo.


0,042

0,332

0,224

0,577

0,063

0,947

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1

Nitritos (NO2-) Amónia (NH4+) Fosfatos (PO43-)

Con

cen

traç

ão

(mg/

L)

Comparação da concentração dos compostos nos dois pontos de amostragem

Estação1

Estação2


Sólidos

suspensos

(mg/L)

Nitritos

(mg/L de

NO2-)

Amónia

(mg/L de

NH4+)

Fosfatos

(mg/L de

PO43-)

CBO5

Estação 1 5,8 0,042 0,224 0,063 1,760

Estação 2 6,6 0,361 0,577 0,947 1,590

Tabela 11. Tabela resumo dos resultados obtidos nas análises efectuadas em

laboratório, contemplando apenas as estações 1 e 2.

Gráfico 2. Comparação dos resultados obtidos no doseamento de nitritos, amónia e

fosfatos. O objectivo do gráfico é demonstrar a distribuição das concentrações ao longo

do rio Febros.



Conclusão

No geral, a qualidade da água após a ETAR do Febros encontra-se mais

degradada, sendo as concentrações dos nitritos, fosfatos e amónia superiores,

comparativamente aos valores obtidos na Ponte Pereiro (a montante da ETAR),

denotando a existência de entrada de nutrientes em larga escala. Com os resultados de

CBO5 que obtivemos (e aceitando-os) podemos inferir uma baixa concentração de

compostos orgânicos.

Essa diferença da qualidade referia é mais evidente para valores de água para

consumo humano. Isto não quer dizer que a ETAR é ineficaz ou mesmo prejudicial, mas

parece ser indicativo da existência de vários efluentes que não estão subordinados à

ETAR e, assim, poluem o rio. A nível de valores de objectivo ambiental de qualidade

mínima para águas superficiais não temos diferenças significativas entre as duas

Estações. Porém, toda esta interpretação da qualidade do rio Febros é questionável e

falível, sendo necessário um estudo mais aprofundado, com mais variedade de

amostras/pontos de amostragem e mais parâmetros analisados.

Com esta análise concluímos que o troço a jusante da ETAR do rio Febros se

encontra bastante deteriorada, em princípio devido ao acumular de poluição (urbana e

industrial) que ocorre na zona (já que os poluentes são arrastados pela corrente para a

foz). A cessação do lançamento indiscriminado de efluentes no rio poderia levar a uma

recuperação da qualidade do curso de água satisfatória.



Fontes

Decreto-Lei n.º 236/98, Diário da República, 1 de Agosto de 1998.

STANDARD METHODS for the Examination of Water and Wastewater, 20 Ed,

1998, APHA, AWWA, WEF.

Chemistry for Environmental Engineering, Clair N. Sawyer, 4 ed, 1994,

McGraw-Hill International Editions.

Guião de trabalhos práticos de cadeira de Química do Meio Aquático da

Licenciatura em Ciências do Meio Aquático, 2006-2007

http://www.coladaweb.com/quimica/aci.htm

http://www.micronal.com.br/artigostecnicos/saude_agua.htm

http://es.wikipedia.org/wiki/Nitrito

http://www.parquedasnacoes.pt/pt/ambiente/divulgacao_Descarga.asp

http://www.cetesb.sp.gov.br/Agua/rios/variaveis.asp#condutividade

http://www.reefforum.net/faq.php?faq=new_faq_item_ricardo29

http://www.aguasdegaia.pt/san_etar_febros.htm

http://www.epg.pt/site/noticia/?ID=86&dumpcache=4653ffa159690

http://paginas.fe.up.pt/porto-ol/os/14.html


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estudo da qualidade da água do rio febros

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