Metodos para Diagnostico de Bacias Urbanas

Prévia do material em texto

1. Métodos para Diagnostico de Bacias Urbanas 
A população sempre tende a buscar condições adequadas de moradia, 
saneamento básico, abastecimento público e saúde. Mas a grande aglomeração de pessoas 
nas cidades, quando essas não disponibilizam infraestrutura suficiente para a população, 
gera uma série de problemas urbanos, ambientais e sociais. 
Entre os problemas urbanos podemos citar em destaque os constantes 
alagamentos, enchentes e deslizamentos ligados à rede de drenagem urbana, ocasionados 
pela falta de infraestrutura, planejamento e gestão adequada dos cursos de água que 
cortam as cidades, esgotos domésticos lançados indevidamente, estabelecendo um grau 
de degradação acentuado nesses cursos de água. Na maioria dos casos ocupação de suas 
margens, a canalização e a impermeabilização dos solos, potencializa os riscos de 
alagamento assim como o aumento dos vetores transmissores de doenças. 
Historicamente, as cidades se convergiam para as áreas ciliares por simples 
fatores, os rios facilitavam o abastecimento, possibilitavam o lançamento de efluentes 
sendo que seus vales apresentavam também terrenos mais férteis para produção, já que 
estes recebiam sedimentos dos pontos mais altos e nutrientes das variações de vazão, 
aumentando sua taxa de fertilidade (MARTINS, 2007). 
A constante expansão dos grandes centros urbanos potencializou o crescimento 
das cidades pequenas e médias, que recebem hoje um grande número de habitantes em 
virtude de suas características como, infraestrutura, reduzidos problemas de crescimento, 
economia consolidada, entre outros recursos. Fatores que não reduziram a preocupação 
com a forma que se dará o desenvolvimento das pequenas e médias cidades, já que as 
mesmas seguem os modelos dos grandes centros urbanos, herdados de uma perspectiva 
desenvolvimentista, carregados de problemas a respeito de sua evolução tardia 
(GEORGE, 1983). 
 
Para Tucci et al. (2003, p. 360), o país apresenta hoje de 80% a 90% da população 
ocupando áreas urbanas, e esta ocupação tem ocasionado mudanças expressivas nas 
fontes de abastecimento e mananciais devido à contaminação química, física e biológica 
dos cursos de água, decorrente da expansão desordenada da cidade. Os problemas 
ocasionados pela falta de saneamento vão desde efluentes domésticos, pluviais e 
industriais à coleta e tratamento do lixo gerado. O autor, ainda coloca que estas 
degradações agravam os problemas urbanos. 
 
Para Tucci et al. (2003, p. 362), “[...] as bacias de pequeno porte, essenciais para 
o gerenciamento de demandas como abastecimento de água, irrigação, conservação 
ambiental, etc., praticamente não são monitoradas, o que pode induzir à decisões que 
gerem conflito.” Portanto, o gerenciamento das bacias e microbacias urbanas deve 
obedecer ao estabelecimento de usos preponderantes da água, priorizando sua 
multiplicidade, sendo que estes devem obedecer a lógica do Zoneamento Econômico 
Ecológico (ZEE) e as prioridades de uso da água segundo requisitos como abastecimento 
urbano, preconizado pela Política Nacional dos Recursos Hídricos a Lei Federal nº. 
9.433/1997. 
 O caso urbano é específico, dicotômico, conflituoso, porém, deve ser 
priorizado nas políticas de gestão urbana, já que a maioria dos transtornos ocasionados à 
sociedade é decorrente das fontes de água mal gerenciadas pelo órgãos responsáveis. O 
gerenciamento baseado nas políticas públicas deve apresentar uma ação conjunta entre o 
planejamento urbano e o uso dos recursos hídricos nas bacias locais. 
Sem este gerenciamento integrado temos como perspectivas um caos nos usos 
múltiplos da bacias e micro bacias, e trazendo impactos socioambientais negativos para 
a população e o meio ambiente. 
Para analisar as modificações no meio ambiente nada melhor do que uma 
ferramenta que auxilie o pesquisador na tomada de decisões, ou seja, um Sistema de 
Informações Geográficas, SIG. O SIG deve ser compreendido como uma vigorosa 
ferramenta para apoiar a tomada de decisão por parte do usuário. A sua estrutura deve, 
nesse sentido, ser muito bem planejada para que a interação homem-máquina se dê de 
maneira eficiente e atenda às necessidades dos usuários (FITZ, 2008). 
2 MÉTODOS E TÉCNICAS UTILIZADAS NA ANÁLISE AMBIENTAL DE 
MICRO BACIAS URBANAS 
Na análise ambiental em micro bacias podem ser utilizadas metodologias como: 
Características Fisiográficas, Método VERAH e o Método de Análise do Índice de Qualidade 
da Água (IQA). No entanto, para analisar as modificações no meio ambiente nada melhor 
um Sistema de Informações Geográficas, SIG. O SIG deve ser compreendido como uma 
vigorosa ferramenta para apoiar a tomada de decisão por parte do usuário. A sua estrutura 
deve, nesse sentido, ser muito bem planejada para que a interação homem-máquina se dê 
de maneira eficiente e atenda às necessidades dos usuários (FITZ, 2008). 
2.1 Principais Características Fisiográficas 
Os dados fisiográficos de uma bacia são todos aqueles que podem ser adquiridos 
por meio de mapas, aerofotos, bem como imagem de satélite, constituindo, assim, as 
áreas, comprimentos, declividades e, ainda, coberturas do solo medidas diretamente ou 
expressos por índices (SILVEIRA, 2004). 
Área de Drenagem 
É a área plana da bacia hidrográfica inclusa entre os divisores topográficos e 
geralmente é obtida por planimetria ou por pesagem do papel em balança de precisão. 
 Forma da Bacia 
A forma da bacia hidrográfica tem efeito sobre o comportamento hidrológico, 
como por exemplo, o tempo de concentração, ou seja, o tempo que leva a água dos limites 
da bacia para chegar à saída da mesma (exutório) (LAZARI, 2004). 
 
Coeficiente de Compacidade 
É a relação entre o perímetro da bacia e o perímetro de um círculo de mesma 
área que a bacia. Quanto mais irregular for a bacia, maior será o coeficiente de 
compacidade. Um coeficiente mínimo igual à unidade corresponderia a uma bacia 
circular e, para uma bacia alongada, seu valor é significativamente superior a 1. Uma 
bacia será mais suscetível a enchentes mais acentuadas quando seu Kc for mais próximo 
da unidade. 
 
 Fator de Forma 
O fator de forma (Kf) é a razão entre a largura média e o comprimento do eixo 
da bacia (da foz ao ponto mais longínquo da área). Quanto mais próximo de 1, maior é a 
possibilidade de picos de cheia. (ROCHA e SALOMÃO, 2005). Uma bacia com um fator 
de forma baixo é menos sujeita a enchentes que outra de mesmo tamanho, porém com 
fator de forma maior. O fator de forma (Kf) é determinado utilizando-se a seguinte 
equação: 
Kf = A/ L2 
Sendo: Kf, fator de forma; 
A, a área de drenagem; 
L, o comprimento do eixo da bacia (m ou Km). 
Índice de Circularidade 
O índice de circularidade (IC) tende para a unidade à medida que a bacia se 
aproxima da forma circular e diminui à medida que a forma se torna alongada. Para o 
cálculo utiliza-se a seguinte equação: 
IC = 12,57. A/ P2 
Onde: IC, é o índice de circularidade; 
A, a área de drenagem (m2 ou Km2); 
P, o perímetro (m ou Km). 
 Índice de Declividade e Altitude 
As declividades determinadas são referentes aos cursos d’água da rede de 
drenagem e às vertentes. É necessário traçar o perfil longitudinal para detectar trechos 
com declividades diferentes (SILVEIRA, 2004). A declividade média das vertentes pode 
ser calculada para uma bacia hidrográfica pela seguinte relação: Σ ⁄ Onde: ΔI é a 
diferença de altitude padrão entre duas curvas de nível; wί = largura entre duas curvas de 
nível; = a área entre as curvas de nível; A=área total da bacia; n= número de intervalos 
de curva de nível. 
A declividade controla o tempo do escoamento superficial e da concentração da 
chuvae tem importância direta em relação a magnitude da enchente. Quanto maior a 
declividade maior será a variação das vazões instantâneas (PORTO et al, 1999). 
 
 Densidade de Drenagem 
A densidade de cursos d’água é a razão entre o número de cursos d’água 
tributários, sejam perenes, intermitentes ou efêmeros, e o curso d’água principal de uma 
bacia e a sua área total (PORTO et al, 1999). A Dd varia inversamente com a extensão 
do escoamento superficial, fornecendo, assim, uma indicação em relação à eficiência da 
drenagem da bacia. Determina-se o índice utilizando a equação: 
Dd = Lt / A 
Sendo: Dd a densidade de drenagem (km/km2), Lt o somatório dos 
comprimentos (Km) de todos os canais da rede e A a área de drenagem (km2). 
 
Ordem do Rio 
Para o ordenamento dos canais da rede de drenagem de uma bacia hidrográfica, 
existem os critérios de Horton (1945) e Strahler (1957) citados em Tucci (1997). Neste 
trabalho utiliza-se o sistema de Strahler, em que o rio principal e afluentes não mantém o 
número de ordem na totalidade de suas extensões. 
 
 Extensão Média de Escoamento Superficial 
Este parâmetro constitui uma indicação da distância média do escoamento 
superficial da água de chuva. 
I = A/ 4.ƩL 
Sendo: A a área da bacia; L o somatório de todos os canais e tributários da 
bacia. 
 
Declividade Total do Curso Principal 
É a relação entre a diferença das altitudes na nascente e na foz do curso d’água 
principal da bacia e seu comprimento total. 
 
 Comprimento da Rede de Drenagem 
É o somatório das extensões equidistantes desde a linha do divisor de águas ao 
primeiro afluente na bacia. 
2.2 Método VERAH 
O método VERAH enfoca os temas de Vegetação, Erosão, Resíduos, Água e 
Habitação. Para a realização do VERAH deve-se delimitar a microbacia por meio do uso 
de planta topográfica e imagem de satélite ou foto aérea, e posteriormente o fazer o 
levantamento dos temas no local para diagnóstico da microbacia em estudo. Após esta 
primeira etapa, fazer as correlações entre os temas interdisciplinares, identificando os 
problemas ambientais. Com a identificação dos problemas ambientais existentes na 
microbacia, fazer recomendações com a finalidade de minimizar os impactos negativos 
causados pela antropização (OLIVEIRA et al. 2008). 
 Vegetação 
 Erosão 
 Resíduos 
 Água 
 Habitação 
O método discute sobre o meio ambiente e seus componentes bióticos, abióticos 
e antrópicos, inter-relacionando com os organismos vivos, não vivos e o resultado das 
atividades e ações humanas nesse meio. 
 
2.3 Índice de Qualidade da Água – IQA 
O Índice de Qualidade da Água – IQA foi criado em 1970, nos Estados Unidos. 
No Brasil a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo – CETESB começou a utilizar 
este índice após 1975 e nas décadas seguintes foi sendo utilizado por outros estados. Ele 
avalia a qualidade da água de mananciais superficiais e subterrâneos. Para o cálculo são 
utilizados parâmetros que demonstram indicadores de contaminação causada, 
principalmente pelo lançamento de esgotos domésticos e industriais 
 
Parâmetro de Qualidade da Água 
Para determinar o valor do IQA realiza-se a média ponderada dos parâmetros: 
oxigênio dissolvido (OD), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), coliformes fecais, 
pH, temperatura, nitrogênio total, fósforo total, sólidos totais e turbidez, com seus 
respectivos pesos (w), os quais foram fixados em função da sua importância para a 
conformação global da qualidade da água (Quadro 1): 
Quadro 1. Parâmetros utilizados para calcular a Qualidade da Água. 
Parâmetros Peso (w) 
Oxigênio dissolvido (OD) 0,17 
Potencial hidrogeniônico – Ph 0,12 
Coliformes termotolerantes 0,15 
Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO5,20 0,10 
Temperatura da água 0,10 
Nitrogênio total 0,10 
Fósforo total 0,10 
Turbidez 0,08 
Resíduo total 0,08 
Fonte: Adaptado de BRASIL. Agência Nacional de Águas-ANA. Portal da Qualidade das Águas. 
 
 Cálculo de IQA 
O cálculo é feito por meio do produtório ponderado dos nove parâmetros, 
segundo a seguinte fórmula: 
 
Onde: 
IQA = índice de qualidade da água, um número de 0 a 100; 
qi = parâmetros de qualidade avaliados; 
wi = peso atribuído ao parâmetro, em função de sua importância na qualidade, 
entre 0 e 1. 
n = número de parâmetros que entram no cálculo do IQA. 
 
Os valores do IQA são classificados em faixas, e estes podem variar entre os 
estados no Brasil. No estado de Mato Grosso, os índices aplicados são estabelecidos 
conforme Quadro 2 
 
Quadro 2. Faixas de IQA no estado de Mato Grosso. 
Faixas de valores de IQA utilizados em 
Mato Grosso 
Avaliação do IQA 
91 – 100 Ótima 
71 – 90 Boa 
51 – 70 Razoável 
26 – 50 Ruim 
0 – 25 Péssima 
 
 
 
Oxigênio Dissolvido (OD) 
O oxigênio dissolvido é essencial para a preservação da vida aquática, uma vez 
que vários organismos vivos, como os peixes, precisam de oxigênio para respirar. As 
águas de rios urbanos poluídos por esgotos apresentam baixa concentração de oxigênio 
dissolvido, onde as espécies mais frágeis são afetadas por problemas respiratórios caso o 
OD chegue a 5mg/l, enquanto que aquelas que apresentam maior resistência ainda 
sobrevivem no limite de 2mg/l. (BRASIL, 2009). 
Além da fotossíntese, o oxigênio também é introduzido nas águas através de 
processos físicos, que dependem das características hidráulicas dos corpos d’água, por 
exemplo, a velocidade da água. 
 Potencial Hidrogeniônico (pH) 
A Resolução CONAMA 357/2005 estabelece que para a proteção da vida 
aquática o pH deve estar entre 6 e 9. O parâmetro pH indica para um índice abaixo de 7.0 
que a água tem caráter ácido, ou alcalino se o valor de leitura estiver acima de 7.0. Para 
manter o equilíbrio entre as substâncias alcalinas e ácidas de um corpo d’água é 
necessário que este parâmetro seja igual a 7.0, assim é considerado neutro. 
Alterações nos valores de pH afetam o metabolismo de várias espécies aquáticas, 
em decorrência do efeito de substâncias químicas que são tóxicas para os organismos 
aquáticos, tais como os metais pesados, provocando até a morte dos peixes. 
 Coliformes Termotolerantes 
As bactérias coliformes termotolerantes ocorrem no trato intestinal de animais 
de sangue quente e são indicadoras de poluição por esgotos domésticos. Elas não são 
patogênicas (não causam doenças), mas sua presença em grande quantidade indica a 
possibilidade da existência de microrganismos patogênicos que são responsáveis pela 
transmissão de doenças de veiculação hídrica, como disenteria bacilar, febre tifoide e 
cólera. 
 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) 
A Demanda Bioquímica de Oxigênio representa a quantidade de oxigênio 
necessária para oxidar a matéria orgânica presente na água através da decomposição 
microbiana aeróbia. A DBO5,20 é a quantidade de oxigênio consumido durante 5 a 20 
dias em uma temperatura de ±1°C, e representa o parâmetro mais utilizado para 
determinar poluição orgânica, tanto em águas residuárias quanto em águas superficiais, 
avaliando a quantidade de matéria biodegradável existente na amostra. (LIMA; DESTRO 
e SILVA, 2012). 
A ocorrência de altos valores deste parâmetro causados pelo lançamento de 
cargas orgânicas, principalmente os esgotos domésticos, provoca uma diminuição dos 
valores de OD na água, fator que pode ocasionar mortandade de peixes, bem como 
eliminação de outras comunidades aquáticas. 
 
 Temperatura da Água 
A temperatura da água influencia vários parâmetros físico-químicos deste 
elemento, tais como a tensão superficial e a viscosidade. Fatores como a latitude e 
altitude, a estação do ano, períododo dia, taxa de fluxo e profundidade, também 
influenciam a sua temperatura. Os organismos aquáticos, quando afetados por 
temperaturas fora de seus limites de tolerância térmica, geralmente provocados por 
despejos industriais e usinas termoelétricas, podem sofrer impactos negativos em relação 
ao crescimento e reprodução dos peixes. (SEMA, 2006). 
 
Nitrogênio Total 
As fontes de nitrogênio para os corpos d’água são variadas, sendo uma das 
principais o lançamento de esgotos sanitários e efluentes industriais. Em áreas agrícolas, 
o escoamento da água das chuvas em solos que receberam fertilizantes também é uma 
fonte de nitrogênio, assim como a drenagem de águas pluviais em áreas urbanas. 
Pelo fato de os compostos de nitrogênio ser nutrientes nos processos biológicos, 
seu lançamento em grandes quantidades nos corpos d’água, junto com outros nutrientes 
tais como o fósforo, provoca um crescimento excessivo das algas, processo conhecido 
como eutrofização, o que pode prejudicar o abastecimento público, a recreação e a 
preservação da vida aquática. 
Também ocorre a fixação biológica do nitrogênio atmosférico pelas algas e 
bactérias. Além disso, outros processos, tais como a deposição atmosférica pelas águas 
das chuvas, também causam aporte de nitrogênio aos recursos hídricos. Turbidez 
Turbidez 
É a medição da resistência da água à passagem da luz. A turbidez é provocada 
pela presença de partículas suspensas, finamente divididas, ou em estado coloidal. O 
efeito dessas substâncias na água é a de que as águas tornam-se turvas e perdem a 
transparência. A Turbidez também é um parâmetro de aspecto estético de aceitação ou 
rejeição do produto. É encontrada em quase todas as águas de superfície, e o seu resultado 
de análise expresso em Unidades Nefelométricas de Turbidez – UNT. Os limites de 
turbidez recomendados são: valor máximo permissível para a turbidez na água na saída 
da Estação de Tratamento é de 1 UNT, e para a rede de distribuição é de 5 UNT. 
Fósforo Total 
O fósforo é um elemento essencial para o crescimento de algas e outros 
organismos biológicos (METCALF e EDDY, 2003). 
De acordo com Cetesb (2012), o fósforo aparece em águas naturais, 
principalmente, devido às descargas de esgotos sanitários, em que a matéria orgânica 
fecal e os detergentes em pó utilizados domesticamente constituem a principal fonte. O 
excesso de fósforo em esgotos sanitários e efluentes industriais conduz a processos de 
eutrofização das águas de seu corpo receptor. 
 Resíduo Total 
O resíduo total é a matéria que permanece após a evaporação, secagem ou 
calcinação da amostra de água durante um determinado tempo e temperatura. 
Quando os resíduos sólidos se depositam nos leitos dos corpos d’água podem 
causar seu assoreamento, aumentando o risco de enchentes. A vida aquática também se 
torna vulnerável, provocando danos significativos, pois ao se depositarem no leito eles 
destroem os organismos que vivem nos sedimentos e servem de alimento para outros 
organismos, além de danificar os locais de desova de peixes. 
 
 
3. Legislação 
3.1 Lei n.º 9.433, de 08 de janeiro de 1997, instituiu a Política Nacional de Recursos 
Hídricos 
A Lei n.º 9.433/97 estabeleceu como um de seus instrumentos (Art. 5º, III) a Outorga de 
Direito de Uso de Recursos Hídricos, a qual constitui o elemento central de controle dos 
recursos hídricos e indutor do ordenamento dos usos. Trata-se de um ato administrativo 
mediante o qual o Poder Público outorgante (União, Estados ou Distrito Federal) faculta ao 
outorgado (usuário da água) o uso de recurso hídrico, por prazo determinado, nas condições 
expressas no respectivo ato. 
A outorga tem como objetivos assegurar o controle quantitativo e qualitativo da água e o 
efetivo exercício dos direitos de acesso a água, disciplinando a sua utilização e 
compatibilizando demanda e disponibilidade hídrica. 
3.2 Lei n.º 9.984/2000, que criou a Agência Nacional de Águas – ANA 
A Lei n.º 9.984, de 17 de julho de 2000, que dispõe sobre a criação da Agência Nacional 
de Águas - ANA, entidade federal de implementação da Política Nacional de Recursos 
Hídricos, regulamenta alguns pontos em relação à outorga de direito de uso de recursos 
hídricos de domínio da União. A maioria dos Estados e o Distrito Federal possuem órgãos 
próprios com competência legal para emitir as outorgas de direito de uso das águas de seus 
domínios. 
 
3.3 Resolução CONAMA nº 357 
A Resolução nº 357, de 17 de marco de 2005 do Conselho Nacional do Meio Ambiente - 
CONAMA dispõe sobre a classificação dos corpos d’água e diretrizes ambientais para o 
seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de 
efluentes, e da outras providencias. 
Esta Resolução dividiu as águas do território nacional em águas doces (salinidade ≤ 
0,05%), salobras (0.05% < salinidade <3,0%) e salinas (salinidade ≥ 3,0%). Em função 
dos usos previstos, há 13 classes (águas doces: classe especial e 1 a 4; águas salobras: 
classe especial e 1 a 3; águas salinas: classe especial e 1 a 3). Cada classe corresponde a 
um agrupamento de usos com requisitos em termos de qualidade da água (PROSAB, 
2009). 
Os padrões de qualidade das classes definidas na Resolução nº 357 estão de certa forma 
inter-relacionados. Ambos foram determinados com intuito de preservar a qualidade no 
corpo d’água. 
Devido o estado de Mato Grosso não ter ainda enquadrado os corpos d’ água existentes, 
os padrões de qualidade utilizados pelos órgãos fiscalizadores são os da classe 2 de águas 
doce. 
A Resolução CONAMA nº 357 prevê com base na Lei de Crimes Ambientais (nº 9605) 
pena de prisão para os administradores de empresas e Responsáveis Técnicos que não 
observarem os padrões das cargas poluidoras. 
 
3.4 CONAMA nº 430 
A Resolução CONAMA nº 430 de 13 de maio 2011 dispõe sobre as condições e padrões 
de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução n° 357, de 17 de março de 
2005, do Conselho Nacional do Meio Ambiente - CONAMA. 
Os efluentes para serem lançados em corpos d’água devem primeiramente passar pelo 
devido tratamento, para remover os poluentes existentes e devem obedecer às condições, 
padrões e exigências dispostos na Resolução CONAMA nº 430 e em outras normas 
aplicáveis. 
Alguns parâmetros utilizados no padrão de qualidade exigido na Resolução CONAMA 
nº 430 são: concentração de DBO 5 dias a 20ºC, a temperatura, o pH, materiais 
sedimentáveis, metais, óleos e graxas, entre outros. 
Empresas e outros estabelecimentos que despejam efluentes, tanto em corpos d’água 
quanto em sistemas de esgotos públicos, são eles obrigados ao cumprimento da legislação 
ambiental brasileira. O inter-relacionamento entre os padrões estabelecidos nas 
Resoluções CONAMA nº 357 e nº 430, se dá no sentido de que o atendimento aos padrões 
de lançamento deve garantir, simultaneamente, o atendimento aos padrões do corpo 
receptor (PROSAB, 2009). 
3.5 RESOLUÇÃO N°. 68 DE 11 DE SETEMBRO DE 2014 
Esta resolução define a classe correspondente a ser adotada, de forma transitória, 
para aplicação do instrumento de outorga, e aprova as metas progressivas constantes no 
Anexo I para os trechos de corpos hídricos da bacia do Rio Coxipó citados na mesma, 
pertencentes à Unidade de Planejamento e Gerenciamento P-4 – Alto Rio Cuiabá, 
município de Cuiabá. 
A classe adotada de forma transitória é válida somente até a aprovação do 
enquadramento pelo Conselho Estadual de Recursos Hídricos. O Córrego Urubu se 
enquadra na seguinte forma nesta resolução: 
 
 
3.6 Capacidade de autodepuração 
A autodepuração é um processo natural, no qual cargas poluidoras, de origem 
orgânica, lançadas emum corpo d’água são neutralizadas. 
Para Sperling (1996), a autodepuração pode ser entendida como um fenômeno 
de sucessão ecológica, em que o restabelecimento do equilíbrio no meio aquático, é 
realizado por mecanismos essencialmente naturais. 
De acordo com Stehfest (1973), a decomposição da matéria orgânica por 
microrganismos aeróbios corresponde a um dos mais importantes processos integrantes 
do fenômeno da autodepuração. Ele é responsável pelo decréscimo nas concentrações de 
oxigênio dissolvido na água devido à respiração dos microrganismos, que por sua vez 
decompõem a matéria orgânica. 
Segundo Braga et al (2002), o despejo da matéria orgânica no meio aquático 
pode ocasionar um desequilíbrio entre a produção e o consumo de oxigênio. 
 
 Zonas de autodepuração 
Admite-se que o processo de autodepuração ocorre em quatro zonas fisicamente 
identificáveis dentro de um rio. Estas zonas são: zona de degradação, zona de 
decomposição ativa, zona de recuperação e zona de águas limpas (Figura 8). 
 
 
Figura 8. Zonas de autodepuração dos cursos d’água, (adaptado de Braga, 2002). 
• Zona de águas limpas - localizada em região à montante do lançamento do 
efluente (caso não exista poluição anterior) e também após a zona de recuperação. Essa 
região é caracterizada pela elevada concentração de oxigênio dissolvido e vida aquática 
superior; 
• Zona de degradação - localizada à jusante do ponto de lançamento, sendo 
caracterizada por uma diminuição inicial na concentração de oxigênio dissolvido e 
presença de organismos mais resistentes; 
• Zona de decomposição ativa - região onde a concentração de oxigênio 
dissolvido atinge o valor mínimo e a vida aquática é predominada por bactérias e fungos 
(anaeróbicos); 
• Zona de recuperação - região onde se inicia a etapa de restabelecimento do 
equilíbrio anterior à poluição, com presença de vida aquática superior (ANDRADE, 
2010). 
 
 
 
3.7 Balanço de oxigênio dissolvido 
Quando ocorre o lançamento de algum efluente em um curso d’água ocorre 
também um consumo de OD. Isto ocorre devido ao processo de estabilização da matéria 
orgânica por bactérias decompositoras aeróbias que utilizam o oxigênio. 
Segundo Sperling (2007) o oxigênio dissolvido é bastante utilizado para 
determinar o grau de poluição e de autodepuração de um curso d’água. Isto porque sua 
medição é simples e os resultados (concentração) podem ser utilizados em modelagens 
matemáticas, assunto este que será visto adiante. 
O balanço de oxigênio que ocorre no fenômeno de autodepuração é representado 
pela relação entre as fontes de consumo e de produção de oxigênio. Diversos fatores 
intervêm no balanço de oxigênio conforme pode ser visto na Figura 9. 
 
 
Figura 9. Fatores interagentes no balanço de OD (adaptado de Sperling, 2007) 
 
Os principais responsáveis pelo consumo de oxigênio nos corpos hídricos são: 
- A matéria orgânica que consome oxigênio para sua estabilização, principal 
constituinte dos esgotos; 
- A demanda bentônica, formada pela matéria orgânica antes em suspensão que 
sedimentou, formando o lodo de fundo, sendo também necessária sua estabilização; 
- A nitrificação, que necessita da oxidação da amônia em nitritos e este em 
nitratos, obtendo a forma para que o plâncton consiga assimilá-la (IMNHOFF E 
IMNHOFF, 2004). 
 
3.8 Modelagem para estimativa da autodepuração 
De acordo com Almeida (2005) os modelos de qualidade das águas são 
utilizados para que se possa avaliar a qualidade da água, estimar as condições da água ao 
longo do percurso do rio e simular os efeitos das cargas poluentes nos cursos d’águas. 
O objetivo de uma modelagem é determinar as variações de concentrações de 
alguma carga poluente em função do espaço e do tempo, baseando-se em dados 
previamente conhecidos. 
Existem diversos modelos de qualidade das águas que envolvem a modelagem 
de diversas substâncias. O modelo utilizado neste estudo utilizando OD e DBO é o 
proposto por Streeter e Phelps em 1925. 
 
3.9.Modelo de Streeter-Phelps 
Este modelo foi um dos primeiros modelos de qualidade da água. Foi 
desenvolvido em 1925 pelos pesquisadores americanos H.S. Streeter e E.B. Phelps, em 
um estudo no rio Ohio, com o objetivo de aumentar a eficiência nas ações a serem 
tomadas no controle da poluição das águas (NUVOLARI, 2003). Ele é bastante utilizado, 
pois há necessidade de poucos parâmetros e dados de entrada, os dados requeridos são: 
 Vazão do rio, a montante do lançamento (Qr); 
 Vazão de esgotos (Qe); 
 Oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento (ODr); 
 Oxigênio dissolvido no esgoto (ODe); 
 DBO5 no rio, a montante do lançamento (DBOr); 
 DBO5 no esgoto (DBOe); 
 Coeficiente de desoxigenação (K1); 
 Velocidade de percurso do rio (v); 
 Tempo de percurso (t); 
 Temperatura do líquido (T); 
 Concentração de Saturação do OD (Cs); 
 Oxigênio dissolvido mínimo permissível (ODmín). 
 
3.10. Curva do oxigênio dissolvido 
Segundo Sperling (2007) o decréscimo de oxigênio ao longo do curso d’água 
pode ser conhecido através da construção da curva do oxigênio dissolvido. Na curva o 
eixo vertical representa as concentrações de OD e o eixo horizontal o tempo ou a distância 
de percurso. 
Alguns aspectos muito importantes são obtidos através dessa curva como: onde 
em que ponto do rio, se dará a recuperação do OD, após quanto tempo, a que nível descerá 
o teor de OD, a que distância da origem ocorrerá este mínimo. 
 
3.11 Cinética de desoxigenação 
A cinética da reação da matéria orgânica remanescente (DBO remanescente) se 
processa segundo uma reação de primeira ordem em que a taxa de mudança na 
concentração é proporcional a primeira potência da concentração (SPERLING, 1996). 
 
3.12 Coeficiente de desoxigenação 
O coeficiente de desoxigenação (K1) é um parâmetro muito importante na 
modelagem do OD e depende das características da matéria orgânica, da temperatura, e 
da presença de substâncias inibidoras. 
 
 
Quadro 4. Valores típicos de K1 em condições de laboratório (base e, 20°). 
 
Origem K1 (dia-1) 
Esgoto bruto concentrado 0,35 – 0,45 
Esgoto bruto de baixa concentração 0,30 – 0,40 
Efluente Primário 0,30 – 0,40 
Efluente Secundário 0,12 – 0,24 
Curso d’ água com água águas limpas 0,08 – 0,20 
Fonte: Adaptado Fair et al (1973) e Arceivala (1981) apud Von Sperling (2007). 
 
3.9.1.4 Coeficiente de remoção de DBO (kd) 
Kd é o coeficiente de desoxigenação global dos cursos d'água naturais decorrente 
da degradação da DBO Carbonácea. Segundo a EPA - Environmental Protection Agency 
(1985 apud SPERLING 2007). O Kd que representa a oxidação da DBO no rio é maior 
ou igual do que K1 que representa a oxidação da DBO nas garrafas no laboratório. 
O Quadro 5 apresenta uma síntese das faixas dos valores dos coeficientes K1 e 
Kd. 
Quadro 5. Coeficientes de desoxigenação. 
Origem K1 
(Laboratóri
o) 
Kd (Rio) 
Rios rasos Rios 
Profundos 
Curso d’água recebendo esgoto bruto 
concentrado 
0,35-0,45 0,50 - 1,00 0,35 – 0,50 
Curso d’água recebendo esgoto bruto de baixa 
concentração 
0,30 – 0,40 0,40 – 0,80 0,30 – 0,45 
Curso d’água recebendo efluente primário 0,30 – 0,40 0,40 – 0,80 0,30 – 0,45 
Curso d’água recebendo efluente secundário 0,12 – 0,24 0,12 – 0,24 0,12 – 0,24 
Curso d’água com águas limpas 0,08 – 0,20 0,08 – 0,20 0,08 – 0,20 
Fonte: Adaptado Von Sperling (2007). 
Nota: rios rasos: profundidade inferior a cerca de 1 a 1,5m; rios profundos: profundidade 
superior a cerca de 1 a 1,5m. 
 
 
 
3.9.1.5. Cinética da reaeração 
Segundo Nuvolari (2003) quando a água é exposta a um gás, ocorre uma troca 
contínua de moléculas entre afase líquida e a fase gasosa (atmosfera), e essa troca é 
diretamente proporcional a pressão que o gás exerce sobre o líquido, isto é, quanto maior 
a pressão, maior o fluxo de entrada de oxigênio no meio líquido. 
Se a concentração de solubilidade na fase líquida for atingida, ambos os fluxos 
passam a ser de igual magnitude, o que faz com que a concentração do gás em as fases 
não mude. 
Este equilíbrio dinâmico define a concentração de saturação (Cs) do gás na fase 
líquida (SPERLING, 2007). 
 
 
3.12 Coeficiente de reaeração 
De acordo com Sperling (2007) a seleção do K2 tem uma maior influência nos 
resultados do balanço de oxigênio dissolvido do que o coeficiente K1, pelo fato da faixa 
de variação do último ser mais estreita. 
Para se determinar o valor de K2 utilizam-se métodos estatísticos em que são 
empregadas as concentrações de OD e diversos tempos (t) como dados de entrada. 
Existem vários métodos para obtenção de um valor para o coeficiente K2. No 
Quadros 6 e 7 são demonstrados os valores através da profundidade do rio e os que podem 
ser obtidos em função das características hidráulicas do corpo d’água respectivamente. 
Quadro 6. Valores típicos de K2 (base e, 20°). 
 
Origem K2 (dia-1) 
Profundos Rasos 
Pequenas lagoas 0,12 0,23 
Rios vagarosos, grandes lagos 0,23 0,37 
Grandes rios com baixa velocidade 0,37 0,46 
Grandes rios com velocidade normal 0,46 0,69 
 
 
Origem K2 (dia-1) 
Profundos Rasos 
Rios rápidos 0,69 1,15 
Corredeiras e quedas d’água > 1,15 > 1,61 
Fonte: Adaptado de Fair et al (1973), Arceivala (1981) apud Von Sperling (2007). 
 
 
Quadro 7. Equações para determinação do K2 utilizando as características hidráulicas do 
corpo d’água. 
Autor Equação Faixa de Aplicação 
O’Connor-Dobbins 3,93 x v0,5 x H-1,5 0,6m ≤ H < 4 m 
0,05 m/s ≤ v < 0,8 m/s 
Churchil 5 x v0,97 x H-1,67 0,6m ≤ H < 4 m 
0,8 m/s ≤ v < 1,5 m/s 
Owens et AL 5,3 x v0,67 x H-1,85 0,1m ≤ H < 0,6 m 
0,05 m/s ≤ v < 1,5 m/s 
Tsivoglou-Wallace 31,6 x v x t Q entre 0,03 e 0,3 m³/s 
15,4 x v x t Q entre 0,3 e 8,5 m³/s 
Fonte: Adaptado de Von Sperling (2007). 
Onde: v = velocidade do curso d’água (m/s) 
H = altura da lâmina d’água (m) 
I = declividade do curso d’água (m/Km) 
 
3.9.1.7. Equações do Modelo 
Conforme descrito por Von Sperling (2007) as equações representativas 
utilizadas no modelo de Streeter-Phelps são: 
 
- CONCENTRAÇÃO E DÉFICIT DE OXIGÊNIO NO RIO APÓS A 
MISTURA COM O DESPEJO EQUAÇÃO NUMERADA 
 
Onde: 
C0 = concentração inicial de oxigênio, logo após a mistura (mg/L); 
Qr = vazão do rio a montante do lançamento (m³/s); 
Qe = vazão de esgoto (m³/s); 
ODr = concentração de oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento 
dos despejos (mg/L); 
ODe = concentração de oxigênio dissolvido no esgoto (mg/L). 
 
- DBO5 E DEMANDA ÚLTIMA NO RIO APÓS A MISTURA COM O 
DESPEJO 
 
 
 
Onde: 
DBO50 = concentração de DBO5, logo após a mistura (mg/L); 
L0 = demanda última de oxigênio, logo após a mistura (mg/L); 
DBOr = concentração de DBO5 no rio (mg/L); 
DBOe = concentração de DBO5 no esgoto (mg/L); 
KT = constante para transformação da DBO5 em DBO última (DBOu). 
 
 
 
- PERFIL DO OXIGÊNIO DISSOLVIDO EM FUNÇÃO DO TEMPO 
 
 
 
- TEMPO CRÍTICO 
É o tempo onde ocorre a concentração mínima de oxigênio 
 
 
Tc = tempo crítico, ou o tempo no qual o déficit de oxigênio é máximo (d). 
 
 
4. Capacidade Suporte 
O lançamento de efluente poderá causar interferências quantitativas e 
qualitativas no corpo hídrico, podendo agregar uma série de substâncias com 
características físico-químicas e biológicas diferentes dos originalmente presentes no 
corpo hídrico. 
É necessário, conhecer os impactos qualitativos e quantitativos quando lançados 
efluentes nos mananciais ao longo do tempo, dos trechos, em função de cada parâmetro 
de qualidade. Após o conhecimento dos impactos individuais de cada poluidor, é 
fundamental estimar o impacto cumulativo dos diversos usos nos corpos de água. 
De acordo com Kelman (1997) e desenvolvidos por Cardoso da Silva et al. 
(2001) as interferências qualitativas no corpo hídrico são “transformadas” em 
equivalentes quantitativos. 
O balanço qualitativo é baseado na equação derivada da equação de balanço de 
massa: 
 
Onde: 
Ca = concentração de um determinado parâmetro de qualidade no efluente; 
Qa = vazão do efluente a; 
Cb = concentração de um determinado parâmetro de qualidade no efluente b; 
Qb = = vazão do efluente b; 
Cmistura = concentração de um determinado parâmetro na mistura resultante 
dos efluentes a e b. 
A equação em que se baseia o balanço qualitativo é chamada de Equação de 
Diluição, proposta por Kelman (1997): 
 
Onde: 
Qdil = vazão de diluição para determinado parâmetro de qualidade; 
Qef = vazão do efluente que contém o parâmetro de qualidade analisado; 
Cef = = concentração do parâmetro de qualidade no efluente; 
Cperm = concentração permitida do parâmetro de qualidade no manancial onde 
é realizado o lançamento; 
Cman = concentração natural do parâmetro de qualidade no manancial onde é 
realizado o lançamento. 
A vazão de diluição (Qdil) é a vazão necessária para diluir determinada 
concentração (Cef) de dado parâmetro de qualidade, de modo que a concentração 
resultante (Cmistura) seja igual à concentração permitida (Cperm). 
Admite-se sempre que o manancial receptor do efluente está na condição natural 
de concentração do parâmetro de qualidade (Cman) em estudo. Por exemplo, segundo 
Klein (1962) apud von Sperling (1998), um rio bastante limpo possui uma demanda 
bioquímica de oxigênio (DBO) natural de, aproximadamente, 1,0 mg/L, decorrente da 
matéria orgânica oriunda de folhas e galhos de árvore, peixes mortos, fezes de animais, 
etc. 
A adoção da concentração natural de determinado parâmetro de qualidade no 
manancial, em lugar da concentração atual, deve-se a três razões: 
a) Avaliar o quanto cada usuário comprometerá qualitativamente o manancial 
em termos absolutos, de forma independente e sem a interferência de outros usuários; 
b) Caso fosse adotada a concentração atual do manancial, o resultado poderia ser 
negativo, significando falta de água para a diluição dos efluentes lançados. Essa condição 
faz com que todas as análises retratem situações que são influenciadas pelos usos 
existentes, mascarando o real efeito que determinado usuário causa ao manancial; 
c) Dois usuários que fazem lançamento de efluentes com as mesmas 
características qualitativas e quantitativas seriam tratados de forma distinta caso 
iniciassem seus lançamentos em épocas diferentes. Ou seja, se um dos usuários 
começasse seus lançamentos cinco anos depois do outro, as vazões de diluição desse 
último seriam maiores, admitindo-se que nesse ínterim outros usuários também 
comprometessem qualitativamente o manancial. 
O resultado da equação de diluição é uma vazão do manancial, denominada 
Vazão de Diluição (Qdil), da qual o usuário se “apropria” virtualmente para diluir 
determinado parâmetro presente em seu efluente. Essa vazão se propaga para jusante, 
podendo o seu valor aumentar, diminuir, ou mesmo se manter constante, dependendo das 
seguintes condições: 
a) Se o parâmetro de qualidade que está sendo diluído é conservativo ou não-
conservativo; 
b) Se as concentrações permitidas (Cperm) do parâmetro nos trechos de jusante 
ao do lançamento sofrerão mudanças. 
Quando do lançamento de efluentes, a Vazão de Diluição somada à vazão do 
próprio efluente resulta em uma Vazão de Mistura cuja concentração final não deverá 
ultrapassar determinado limite (concentração permitida – Cperm).Na Vazão de Mistura de um determinado parâmetro de qualidade não poderá ser 
diluído mais nenhum lançamento desse mesmo parâmetro, sendo possível, porém, a sua 
utilização para diluição de outros parâmetros, bem como para captação. 
Considerando o parâmetro DBO a concentração resultante na vazão de mistura 
(Cperm) sofrerá um decaimento natural ao longo do tempo e dos trechos do manancial, 
decorrente da possibilidade de autodepuração do corpo hídrico. Porém, a vazão da mistura 
que este usuário torna indisponível no manancial para outras diluições do mesmo 
parâmetro é chamada de Vazão Indisponível (Qindisp). 
A vazão indisponível no ponto de lançamento (Qindisp
1
) é obtida pela equação 
abaixo: 
 
Se a vazão indisponível total em qualquer mês, ou qualquer trecho, for maior que a vazão 
remanescente (Qindisp > Qreman), significa que não há vazão suficiente para diluir os 
efluentes e manter o manancial na qualidade desejada, ou na qualidade permitida 
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 
 
ALMEIDA, A.T. DE (2005). Modelagem Multicritério para Seleção de Intervalos de 
Manutenção Preventiva Baseada na Teoria da Utilidade Multiatributo. Pesquisa 
Operacional, 25(1), 69-81. 
ANA – AGENCIA NACIONAL DAS ÁGUAS. Panorama da qualidade das águas 
superficiais no Brasil. Caderno de Recursos Hídricos, Brasília: Agência Nacional de 
Águas, 2005, 176p. 
ANDRADE, L. N. Estudo de Autodepuração. Programa de Pós Gradução em 
Engenharia Ambiental, UFES. Vitória – ES. 2010. 
APHA - American Public Health Association, AWWA American Water Works 
Association, WPCF Water Pollution Control Federation. 1995. Standard Methods, 
22th. Ed. American Health Association. Washington, D. C. 225 
BARROS, A.B. Organismos de bacias hidrográficas: problemas e soluções. In: 
MONTICELI, J.J. (coord.). Organismos de bacias hidrográficas. Rio de Janeiro: 
Secretaria de Estado de Meio Ambiente e Desenvolvimento Sustentável – SEMADS, 
2002. 
ARCEIVALA, S. J. ET AL. Wastewater treatment and disposal. Marcel Dekker, New 
York. (1991). 
BRAGA, B.; HESPANHOL, I., et al.; Introdução à engenharia ambiental, 2 th ed., 
Prentice Hall, 2003. 
BRASIL. Agência Nacional de Águas (ANA). GEO Brasil recursos hídricos: 
componente da série de relatórios sobre o estado e perspectivas do meio ambiente 
no Brasil. Brasília: ANA; PNUMA, 2007. 264 p. 
BRASIL. Agência Nacional de Águas - ANA. Portal da qualidade das águas. 2009. 
Disponível em: <http://pnqa.ana.gov.br/IndicadoresQA/IndiceQA.aspx#_ftnref10>. 
Acesso em: 24 set. 2013. 
BRASIL. Ministério das Minas e Energia. Secretaria Geral. Projeto RADAMBRASIL. 
Programa de Integração Nacional. Folha SE. 21 Corumbá e parte da Folha SE.20. V.27. 
Rio de Janeiro, 1982. (452p.) 
BRASIL. Resolução CONAMA n.° 357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobre a 
classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem 
como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras 
providências. 
BRASIL. Resolução CONAMA nº. 430, de 13 de maio de 2011. Dispõe sobre as 
condições e padrões de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução nº. 
357, de 17 de março de 2005, do Conselho Nacional do Meio Ambiente-CONAMA. 
 
BRASIL. Lei N. 9.795, de 27 de abril de 1999. Dispõe sobre a educação ambiental, 
institui a Política Nacional de Educação Ambiental e dá outras providências. Disponível 
em: <http// www.cnrh-srh.gov.br/> >. Acesso em setembro 2013. 
BRASIL. Lei Nº 12.651 de 25 de maio de 2012. Dispõe sobre a proteção da vegetação 
nativa; altera as Leis nos 6.938, de 31 de agosto de 1981, 9.393, de 19 de dezembro de 
1996, e 11.428, de 22 de dezembro de 2006; revoga as Leis nos 4.771, de 15 de setembro 
de 1965, e 7.754, de 14 de abril de 1989, e a Medida Provisória no 2.166-67, de 24 de 
agosto de 2001; e dá outras providências. 
BRASIL. Lei 9.433, de 8 de janeiro de 1997. Institui a Política Nacional de Recursos 
Hídricos, cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, regulamenta 
o inciso XIX do art. 21 da Constituição Federal, e altera o art. 1º da Lei nº 8.001, de 13 
de março de 1990, que modificou a Lei nº 7.990, de 28 de dezembro de 1989. 
BRASIL. Lei n.º 9.984 de 17 julho 2000. Dispõe sobre a criação da Agência Nacional 
de Águas - ANA, entidade federal de implementação da Política Nacional de Recursos 
Hídricos e de coordenação do Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos, 
e dá outras providências. 
CEHIDRO. Conselho Estadual de Recursos Hídricos. Disponível em: 
<http://www.sema.mt.gov.br/index.php?option=com_content&view=article&id=52&Ite
mid=97>. Acesso em 3 de set. de 2013. 
JORDÃO, E. P. e PESSÔA, C. A. Tratamento de esgotos domésticos. Rio de Janeiro: 
Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES, 3. ed. 1995. 
KELMAN, J. Gerenciamento de Recursos Hídricos: Outorga e Cobrança. Anais do 
XII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos. Vitória – ES. 1997. 
KELMAN, J. Outorga e Cobrança dos Recursos Hídricos. In: A Cobrança pelo Uso 
da Água/Antônio Carlos de Mendes Thames ET AL. São Paulo. ISBN 85-87854-02-X. 
2000. 
KIELY, G. Environmental Engineering, 1 Ed. Boston, McGraw-Hill International 
Editions. 1998. 
LIMA, Eliana B. N. R. Modelagem integrada para gestão da qualidade da água na 
bacia do rio Cuiabá. 2001. Tese (Doutorado em Ciências em Engenharia Civil) - 
Universidade Federal do Rio de Janeiro-UFRJ, COPPE, Rio de Janeiro, 2001. 
MATO GROSSO. SEMA, Secretaria de Estado do Meio Ambiente. Resolução 
CEHIDRO n° 29, de 24 de setembro de 2009. Estabelece critérios técnicos referentes à 
outorga para diluição de efluentes em corpos hídricos superficiais de domínio do Estado 
de Mato Grosso. Diário Oficial do estado de Mato Grosso, Cuiabá, Publicada no D.O.E. 
em 25 de ago. de 2009. 
MATO GROSSO. Secretaria Estadual do Meio Ambiente – SEMA. Relatório 
Ambiental, 2006. Disponível em: http://www.sema.mt.gov.br. Acesso em 25 de ago 
2013. 
MATO GROSSO. Secretaria de Estado do Meio Ambiente-SEMA. Recursos Hídricos: 
Enquadramento dos corpos d’água em classes. Publicado em 30/09/2010, com 
atualização em 03/04/2012. Jornalista: JAKOBI, S. C. G. Disponível em: 
<http://www.sema.mt.gov.br/index.php?option=com_content&view=article&id=49&I 
temid=268>. Acesso: 10 de junho 2013. 
MATO GROSSO. Secretaria Estadual do Meio Ambiente - SEMA. Relatório 
Ambiental, 2006. Disponível em: <http://www.sema.mt.gov.br>. Acesso em: 10 junho 
2013. 
MOTA, S.; Preservação e conservação de recursos hídricos. 2 th ed., ABES:Rio de 
Janeiro, 1995. 
SPERLING, V. M. Princípios do Tratamento Biológico de Águas Residuárias. In 
Introdução à Qualidade das Águas e ao Tratamento de Esgotos. 3. ed. Belo Horizonte: 
UFMG, 2006. 
SPERLING, V. M., et al. Princípios do Tratamento Biológico de Águas Residuárias. 
In: Lodo de esgotos: tratamento e disposição final. 3. ed. Belo Horizonte: UFMG, 2007. 
SPERLING, V. M., CHERNICHARO, C. A. L. A comparison between wastewater 
treatment processes in terms of compliance with effluent quality standards. In: ANAIS, 
XXVII CONGRESSO INTERAMERICANO DE INGENIERIA SANITARIA Y 
AMBIENTAL, AIDIS, Porto Alegre, 3-8 Dezembro 2000. 
STREETER, H.W.; PHELPS E.B. A Study of the Pollution and Natural Purification of 
the Ohio River. Public Health Bulletin, 146. Washington D.C.: U.S. Public Health 
Service. 1925. 
TEODORO, V. L. I. ; TEXEIRA, D.; COSTA, D. J. L.; FULLER, B. B. O conceito de 
bacia hidrográfica e a importância da caracterização morfométrica para o 
entendimento da dinâmica ambiental local. Revista Uniara, n.20, 2007. 
THOMANN, R. V. e MUELLER, J. A. 1987. Principles of Surface Water Quality 
Modeling and Control. Harper Collins PublishersInc. New York. 644 p. ISBN 0-06-
046677-4. 
TUCCI, C.E.M. Hidrologia: ciência e aplicação. 2.ed. Porto Alegre: Editora da 
Universidade: ABRH, 1997. Coleção ABRH de Recursos Hídricos; Vol.4.