Impactos das Atividades Agrícolas na Qualidade da Água

Impacto das atividades agrícolas na qualidade da água

Luís Gonzaga de Toledo e Celso João Alves FerreiraEMBRAPA - Centro Nacional de Monitoramento e Avaliação de Impacto Ambiental,Rod. SP 340, km 127,5 - Jaguariuna (SP). CEP 13800-000 - C.P. 69.E-mail: toledo@cnpma.embrapa.br

A água doce é um recurso natural escasso. As estimativas da disponibilidade de água no planeta indicam que 94% deste recurso encontra-se nos oceanos e mares, equivalentes a 1340 x 106 Km3. A água doce representa apenas 6% do volume total sendo que 4% estão no aqüíferos (60 x 106 Km3) e 2% (30 x 106 Km3) nas calotas polares. O restante da água doce distribui-se entre os lagos, rios e reservatórios (0,13 x 106 Km3), umidade do solo (0,07 x 106 Km3) e água atmosférica (0,01 x 106 Km3) (Margalef, 1983). Em âmbito mundial o consumo de água doce é divido em 69% para fins agrícolas, 23% para usos industriais e 8% para consumo doméstico (Malta e Preste, 1997). Do total de água doce no mundo, 15% encontram-se no Brasil, sendo 10% como água superficiais e 5% como águas subterrâneas. Nas figuras 1 e 2 é mostrado um panorama atualizado da disponibilidade e a demanda de água no Brasil por região geográfica, conforme os principais usos. Outras estimativas colocam o Brasil numa posição de destaque neste final de século pois é o país com a maior disponibilidade de água doce renovável, com algo em torno de 7000 km3/ano, contra 4400 km3/ano da Rússia e 2900 km3/ano do Canadá, que são respectivamente os segundo e terceiro no item (Silva, 2000)

Figura 1. Valores comparativos entre disponibilidade e demanda de água doce no Brasil de acordo com as regiões geográficas. Observar para o eixo y secundário refere-se à vazão total. Valores abaixo de 0,5 km3/ano não foram incluídos. Fonte: DAEE (in: Malta e Prestes, 1997).

Quando se fala em qualidade da água, logo nos vem a mente a idéia de pureza, no sentido de inviolabilidade de suas características químicas. Entretanto, tais características não tem valor prático, uma vez que a qualidade da água se relaciona mais ao uso que dela os homens fazem, do que propriamente da identificação dos níveis de elementos presentes na água. Assim sendo, e felizmente o arcabouço legal e normativo também adotou, a especificação de qualidade da água deve basear-se em limites toleráveis e/ou aceitáveis da presença de elementos estranho à química da água, tendo em vista um particular uso que se pretenda fazer deste recurso. A partir deste princípio, o primeiro passo para se estabelecer entendimento sobre qualidade da água é agrupar parâmetros específicos de qualidade visando o enquadramento dos corpos hídricos de acordo com o uso preponderante que se pretende fazer. Tal tarefa, realizada pelos legisladores, foi nos apresentada pelo resolução CONAMA 20 de 1986, onde foram definida 9 classe de uso de água, tendo em cada classe os limites máximos estabelecidos para os contaminantes mais comuns. Esta classificação, oriunda de decisões administrativas, merece reflexão como salienta Machado (1989), uma vez que pela adoção do termo ”uso preponderante” relativo a qualidade da água deveremos examinar se é o uso que determina a classe da água ou se é a classe da água que limita seu uso. O objetivo de qualidade de água é definido a partir de duas noções limites. A primeira é o nível de proteção de base, além do qual a presença de produtos poluentes corresponde a um perigo inaceitável. O segundo é o nível de efeito nulo, pelo qual não se percebe efeitos prejudiciais visíveis sobre os diversos alvos presentes no recurso hídrico (flora, fauna, seres humanos, coletividade, etc.).

Figura 2. Valores relativos de consumo de água conforme o uso em relação a disponibilidade da região, em porcentagem. Fonte: DAEE (in: Malta e Prestes, 1997).

Em relação a esta classificação dos corpos de água, merece destaque a omissão que os legisladores fizeram ao despejo de resíduos como forma de uso da água, havendo apenas uma parte desta mesma portaria que trata do lançamento de efluentes em corpos de água. A agricultura, como fonte de poluição difusa, passa ao largo de qualquer responsabilidade legal como agente poluidor dos recursos hídricos, embora saibamos dos malefícios potenciais que a atividade agrícola provoca. Há de se considerar que estes padrões acima apresentados constituem-se nos principais parâmetros de qualidade da água, de um lista de 78 que a lei nos fornece. Cabe ressaltar que a própria portaria prevê a possibilidade de acrescentar outros parâmetros não especificados que comprovadamente causem efeitos letais ou alteração de comportamento, de reprodução ou fisiologia da vida (Machado, 1989). Este brecha é providencial , sendo impossível a lei prever todas a fórmulas químicas de contaminantes assim como o surgimento de novas moléculas, como é o caso dos agrotóxicos. No tocante às águas subterrâneas, novas normas vêem sendo propostas no Estado de São Paulo, adotando-se o princípio geral de que os limites estabelecidos para as diversas substancias inorgânicas (metais e nutrientes) naturalmente presentes deverão levar em conta a ocorrência natural no respectivo aqüífero. Nestas propostas adotam-se também o conceito de valor de intervenção para as águas subterrâneas, baseado em estudo de cenários, e a partir do qual se restringiria o uso deste recurso hídrico e promover-se-ia a remediação (Casarini, 2000) A poluição das águas origina-se de várias fontes, dentre as quais destacam-se os efluentes domésticos, os efluentes industriais, o deflúvio superficial urbano e o deflúvio superficial agrícola, estando portanto associado ao tipo de uso e ocupação do solo.

Tabela 1. Principais padrões de qualidade da água de acordo com a classe de uso, segundo portaria CONAMA nº 20 de 1986 (Rocha, 1986).

Parâmetro

(unidade)

classe 1

classe 2

classe 3

classe 4

Subterrânea1

Coliforme totais

(NMP/100 ml)

1000

5000

20000

DBO 20°C

(mgO2/l)

Turbidez

(NTU)

100

---

6-9

6,5 - 8,5

---

NH4

(mg N/l)

0,02

1,0

---

PO4

(mg P/l)

0,025

---

NO3

(mg N/l)

(mg O2/l)

---

(mg/l)

0,001

0,01

---

(mg/l)

0,0002

0,002

---

STD

(mg/l)

500

---

(1) Padrões estabelecidos pela CETESB em águas de poços no Estado de São Paulo (CETESB, 1994).

Tabela 2. Uso Mundial de fertilizantes (adaptado de Lal & Stewart, 1994).

Ano

Uso do fertilizante

Média de produtividade

106 Mg

% Incremento anual

Mg/ha

Incremento anual

1950

15,1

---

1,05

---

1960

24,2

6,0

1,30

2,4

1970

59,2

14,5

1,35

1,9

1980

111,3

1,90

2,3

1990

142,9

2,8

2,20

1,6

Tabela 3. Principais processos edáficos relacionados à qualidade da água;.

Processos

Impacto na qualidade da água

Erosão do Solo

Transporte de materiais dissolvidos e em suspensão através de enxurradas

Lixiviação

Percolação de nutrientes e material orgânico dissolvido

Fluxo de macroporos

Transporte acelerado de contaminantes da superfície para regiões sub-superficiais

Mineralização do húmus

Liberação de compostos solúveis antes imobilizados na matéria orgânica

Tabela 4. Concentração de nitrato e volume de enxurrada, de acordo com a classe de ocorrência, em nove microbacias do Estado de Ohio (USA), segundo Muchovej e Rechcigl (1994).

N-NO3 (mg/l)

Nº de eventos

Volume total (mm)

% de ocorrência

0-5

732

2891

5-10

326

10-15

15-20

>20

Total

890

3412

Cada uma destas fontes possui características próprias quanto aos poluentes que carreiam, sendo que os esgotos domésticos apresentam contaminantes orgânicos biodegradáveis, nutrientes e bactérias. Já a grande diversidade de indústrias faz com que haja uma variabilidade mais intensa nos contaminantes lançados nos corpos de água, incluindo os já citados e muitos outros que dependem das matérias-primas e dos processos industriais utilizados. O deflúvio superficial agrícola tem características diferentes. Sua intensidade depende das condições edafo-climáticas, dos sistemas de produção adotados, das práticas agrícolas utilizadas em cada região, da época do ano em que se realizam a preparação do solo e da época da colheita. A contribuição representada pelo material proveniente da erosão de solos intensifica-se quando da ocorrência de chuvas. As atividades agrícolas podem causar efeitos diferenciados sobre a qualidade das águas superficiais e subterrâneas. A agricultura extensiva provoca impacto ambiental adverso sobre a qualidade da água quando praticada em áreas marginais e ecologicamente sensíveis. Este tipo de agricultura é muita usada por pequenos produtores nos trópicos, e, devido ao pequeno capital envolvido, ao baixo uso de fertilizantes e pesticidas, os impactos ambientais causados por este sistema de produção ocorre pelo aumento da pressão demográfica (Lal e Stewart, 1994). Das atividades agrícolas que globalmente afetam a qualidade dos recursos hídricos a conversão da florestas tropicais é muito importante. Há estimativas de que cerca de 20 milhões de hectares de florestas tropicais é anualmente convertida em áreas agrícolas. Esta conversão é freqüentemente feita pelo uso de máquinas pesadas que compactam a camada superficial dos solo, removem a biomassa superior e o litter e expõe solos frágeis ao intemperismo atmosférico (Lal e Stewart, 1994; Sharpley e Halvorson, 1994). Uma segunda faceta da agricultura intensiva é a forte dependência que esta atividade tem dos agroquímicos. Na tabela 3 é apresentado o uso global de fertilizantes desde a década de 50, assim como o ganho em produtividade que estes insumos proporcionaram a agricultura. Em adição ao uso de fertilizantes minerais há o uso de resíduos orgânicos aplicado a agricultura como maneira de aumentar a fertilidade do solo. A eficiência de aproveitamento dos fertilizantes é geralmente baixa, variando de 10 a 60% do total aplicado, sendo esta eficiência condicionada ao tipo de cultura, taxa de aplicação, método de preparo do solo, características do solo, etc. Dependendo da natureza química dos nutrientes aplicados ao solo, a porção que não permanece no solo acaba atingindo as águas naturais (Sharpley e Halvorson, 1994). Na agricultura intensiva, o uso de agrotóxicos tem aumentado significativamente. Os impactos do aumento do uso de agrotóxicos são poucos conhecidos, principalmente nos países em desenvolvimento, onde a infra-estrutura e os recursos para monitoramento são escassos. Os principais processos edáficos que afetam a qualidade da água são de natureza física, química e biológica, conforme mostrados na tabela 4. Dentre os processos físicos podemos citar a compactação e a erosão acelerada, que por sua vez resultam na degradação da estabilidade estrutural do solo. Este declínio tem implicações na erodibilidade do solo, nas taxas de transporte superficial e subsuperficial dos elementos químicos dissolvidos e nos sedimentos carreados para os cursos de água adjacentes. A perda da estabilidade estrutural do solo afeta por sua vez a percolação da água da camadas superficiais para as camadas inferiores, afetando por conseguinte a lixiviação dos agroquímicos para a água subterrânea. Dentre os agroquímicos utilizados pela agricultura, os nitratos constituem-se um importante contaminante dos recursos hídricos, especialmente no caso das águas subterrâneas. Um atenção especial é dada a este composto devido a possibilidade dele causar a metemoglobinemia em crianças quando encontrado na água de abastecimento doméstico acima do valor permitido. A agricultura contribui para a contaminação por nitratos dos lençóis subterrâneos através da lixiviação dos fertilizantes nitrogenados e dos resíduos orgânicos animais e vegetais aplicados na agricultura.

Figura 3. Diagrama esquemático teórico dos principais processos e parâmetros envolvidos na eutroficação dos recursos hídricos.

Vários estudos nos Estados Unidos, França Inglaterra, Alemanha, Holanda e Israel relatam elevados níveis de nitrato em águas subterrâneas. Tal problema ocorre com mais freqüência em lugares onde o nível do lençol freático é alto. Num levantamento realizado pela EPA em poços do estado de Illinois, utilizando mais de 1000 amostras de água de poços, aqueles com mais de 30m de profundidade apresentaram uma freqüência de 1,4% de ocorrência de valores de nitrato acima 10mg/l, enquanto os poços com menos de 30m de profundidade apresentaram 23% de ocorrência (Owens, 1994). O movimento vertical dos agroquímicos no perfil profundo do solo é um processo lento em relação ao movimento horizontal e é difícil prever uma associação direta entre o uso de fertilizantes e a contaminação destes pela agricultura. Desta maneira, mesmo que seja interrompido o uso de agroquímicos na região agrícola, a contaminação das águas subterrâneas mais profundas apresentarão entradas por um período longo de anos.

Figura 4. Consumo mensal de sulfato de alumínio pelo ETA de Guaíra, segundo Ferreira et al., 1996

No Brasil, os estudos sobre a contaminação das águas subterrâneas por nitratos são incipientes, merecendo destacar o trabalho de pesquisa sobre a contaminação do aqüífero Guarani, em desenvolvimento pela equipe do CNPMA. CETESB (1994) apresenta um relatório preliminar sobre a qualidade das águas subterrâneas do Estado de São Paulo, não se verificando até o momento a presença de nitrato acima do limite estabelecido por lei, isto é, 10 mg/l de N-NO3. Em relação a contaminação das águas superficiais Muchovej e Rechcigl (1994) comentam que as perdas de nitrato em pastagens partir dos fertilizantes é pequena, sendo que o movimento de nitrogênio para as águas superficiais ocorre na forma orgânica, associado aos processos erosivos de transporte de partículas e sedimentos. Para ilustrar este fato, os autores apresentam um tabela, a qual reproduzimos abaixo (tabela 5), em que se relaciona a concentração de nitrato versus número de eventos de enxurradas É de conhecimento que práticas agrícolas intensiva podem causar impactos adversos na qualidade dos recursos hídricos, em geral como resultado de alterações no ciclo hidrológico, do carbono e de nutrientes; além do aporte de sedimentos e químicos dissolvidos para sistemas aquáticos. A erosão do solo e o escoamento superficial, associado a lixiviação e o fluxo de macroporos, estão entre os principais processos que afetam a qualidade da água. Ao contrário do nitrato, o fósforo é transportado para os recursos hídricos principalmente pelo escoamento superficial. Embora não apresente risco direto para a saúde humana e suas concentrações encontradas nos corpos de água são muito inferiores ao de nitrato, o fósforo apresenta um papel essencial na eutrofização de rios e lagos, uma vez que o acréscimo deste nutriente favorece a proliferação de algas e acúmulo de matéria orgânica, com conseqüências diretas para outros parâmetros de qualidade de água, tais como, aumento da produtividade primária e dimuição do oxigênio dissolvido, como mostrado na figura 3.

Figura 5. Distribuição das cargas fatoriais de parâmetros de qualidade de água do Ribeirão Jardim, Guaíra - SP.

Os sistemas de produção agrícola influenciam a carga de fósforo transportada para os rios. A maior parte do fósforo transportado esta associado aos sedimentos provenientes das áreas agrícolas e uma vez depositados no fundo de rios e lagos, este nutriente virá a ser liberado para a água através dos processos bioquímicos. Miller et al.(1982) obtiveram correlações positivas de 0,90 entre a carga de fósforo e conteúdo de argila em solo com porcentagem de 85% de argila em microbacias agrícola. Desta maneira, os processos erosivos em uma microbacia capaz de carrearem esta fração mineral do solo carreiam proporcionalmente maiores concentrações de fósforo Em áreas de agricultura intensiva, a incorporação de fertilizantes e adubos orgânicos rico em fósforo no solo freqüentemente excede a capacidade de saída deste elemento através dos produtos colhidos. Estas condições resultam num aumento da perda de fósforo através das enxurradas para os recursos hídricos, contribuindo assim para a eutrofização dos rios e lagos. Segundo levantamento da USEPA a eutrofização das águas superficiais é o problema mais crítico em termos de qualidade de água, tendo a agricultura como responsável por esta deterioração em 50% dos lagos e 60% dos rios americanos (Gburek e Sharpley, 1998; Sharpley, 1997). A porção solúvel do fósforo é geralmente menor que a particulada. Entretanto, sistemas de manejo que visem combater erosão dos solos, como o plantio direto, apresentam um incremento relativamente maior da porção solúvel de fósforo dos que as práticas agrícolas convencionais. Tal incremento favorece diretamente o processos de eutrofização, uma vez que o fósforo solúvel é prontamente assimilado pela comunidade fitoplanctônica. Entre os fatores que normalmente caracterizam a qualidade da água de ambientes aquáticos, os teores de sólidos suspensos são freqüentemente citados, pois além de causar o assoreamento dos cursos de água e represas, afetam o comportamento dos animais, os processos fisiológicos das plantas(Ayers e Westcot, 1985). Além disso, podem causar prejuízos econômicos a outras atividades não agrícolas tais como: aumento dos custos operacionais de tratamento de água e dos sistemas de distribuição e abastecimento, gastos com a recuperação de reservatórios eutrofizados, diminuição da vida útil de reservatório, danos a equipamentos de geração hidrelétrica e diminuição da navegabilidade e da qualidade para uso de lazer e esporte (Marques, 1995). Um estudo conduzido pelo CNPMA no município de Guaíra, abordou os impactos da agricultura intensiva sobre a qualidade das águas superficiais. Em relação ao prejuízo econômico, verificou-se um aumento nos gastos de sulfato de alumínio, sendo este composto usado como floculante nos sistemas de tratamento de água. Este trabalho mostrou uma relação entre o incremento das área ocupada por agricultura intensiva, neste caso, irrigação por pivô central, e a perda qualidade da água do ponto de vista do consumo de sulfato de alumínio na estação de tratamento de água para abastecimento. Como mostrado na figura 5, verificou-se, que a partir de 1991, com a adoção de práticas agrícolas de conservação, como o plantio direto, houve uma estabilização ou mesmo uma diminuição dos impactos sobre os recursos hídricos da região, refletindo em menor consumo de sulfato de alumínio (Ferreira et al., 1996). Neste mesmo trabalho, utilizando os parâmetros físico-químicos monitorados no Ribeirão Jardim (dados não publicados) verificou-se que ao se estabelecer um índice de qualidade de água(IQA) a partir do uso da análise fatorial (Haase e Possoli, 1993) a contribuição de parâmetros como fósforo total e amônia foram decisivos na formação do fator 1, o qual será usado para confecção do IQA. No figura 6 vê-se que a carga fatorial (F1) relativa a amônia e fósforo total (NH4 e Ptot) estão próximas do valor unitário positivo e que este fator explicou neste trabalho 44% da variância total. Da mesma maneira vê-se a contribuição fortemente negativa da variável oxigênio dissolvido (OD). Tal trabalho corrobora o esquema teórico apresentado na figura 3. O sistema de preparo do solo também tem influência nos mecanismos de transporte de agrotóxicos. Flury (1996), em uma extensa revisão, mostra a relação entre o preparo do solo e o transporte de agrotóxicos para as águas subterrâneas e superficiais. Embora os resultados dos trabalhos sejam ambíguos para algumas moléculas, a lixiviação abaixo da zona de raízes, ocorre com maior freqüência nos sistemas de produção que adotam práticas conservacionistas, entre estas, o sistema de plantio direto. Tal mecanismo é associado a maior retenção de água que o plantio direto proporciona nas camadas superficiais do solo e a manutenção de canais preferenciais escavados pelo comunidade biológica, uma vez que o revolvimento da camada arável é praticamente nulo. Dada a dificuldade em monitorar as alterações da qualidade da água, a modelagem matemática dos processos hidrólogicos associados aos diferentes processos de degradação dos solos e da águas, e seus efeitos, parece ser a maneira mais efetiva de avaliar estes problemas, especialmente quando os modelos utilizam informações (parâmetros) de entrada facilmente disponiveis ou simples de medir. A precisão das predições dependem da qualidade das estimativas e das medições diretas dos parâmetros de entrada de clima e solos, os quais devem levar em conta sua variabilidade espacial e temporal. Por outro lado, as saídas destes modelos podem ser utilizadas para guiar a seleção das melhores alternativas, com maiores probabilidades de êxito relativo ao uso e manejo dos recursos solos e água. Esta é a base de uma adequada planificação do uso e manejo de terras para minimizar os riscos de produção, o qual não poderia lograr êxito através de medições ou experimentações diretas, devido as limitações de ordem práticas e econômicas (Sentis, 1997).

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Publicado em: 01/08/2000