 |
IMPACTO DE MUDANÇAS NO USO DO SOLO NAS CARACTERÍSTICAS HIDROSSEDIMENTOLOGICAS DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO JOANES E SUA REPERCUSSÃO NA ZONA COSTEIRA |
|
IMPACTO DE MUDANÇAS NO USO DO SOLO NAS CARACTERÍSTICAS HIDROSSEDIMENTOLOGICAS DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO JOANES E SUA REPERCUSSÃO NA ZONA COSTEIRA |
 ÍNDICE |
CAPÍTULO
1 |
CAPÍTULO
2 |
CAPÍTULO
3 |
CAPÍTULO
4 |
CAPÍTULO
5 |
CAPÍTULO
6 |
ANEXOS |
No passado, a ocupação do homem na terra era realizada com pouco planejamento, tendo como objetivo o mínimo custo e o máximo benefício de seus usuários, sem maior preocupação com o meio ambiente. Com o crescimento demográfico, especialmente das áreas urbanas, e da intensificação das atividades humanas, tais como a industrialização, a agropecuária, a extração de minérios, a construção de obras hidráulicas e outras ações degradadoras, os recursos naturais têm se deteriorado. Cada um destes usos em conjunto ou separadamente, através das pressões impostas no sistema solo-vegetação-água resultam em impactos na bacia hidrográfica, nomeadamente no ciclo hidrológico e hidrossedimentológico (Tucci, 1997a).
Sendo as regiões costeiras hidrograficamente zonas de jusante, as mesmas apresentam significativa dependência das águas que demandam do continente ao mar. Atualmente observa-se muito a ocorrência de erosão costeira, ao longo de praias arenosas, onde as principais causas apontadas são (Pitombeiras, 1996): (i) variações do nível do mar, da energia das ondas, das marés e das correntes, (ii) diminuição do suprimento de sedimentos e (iii) alterações na efetividade do efeito de molhe hidráulico de desembocaduras fluviais em função da ação antrópica nas bacias hidrográficas.
Embora se tenha conhecimento das prováveis causas das disfunções ambientais citadas, um estudo mais aprofundado faz-se necessário para um melhor entendimento dos processos ocorrentes, principalmente no que tange a estimativa da magnitude das alterações hidrológicas e hidrossedimentológicas e suas implicações para os ecossistemas costeiros, ao qual o Governo Federal tem expressado especial atenção com a implantação do Plano Nacional de Gerenciamento Costeiro-PNGC, criado a partir da Lei Federal n. 7.661, de 16 de maio de 1988.
As alterações na produção de água e sedimento em uma bacia hidrográfica em função das diversas ações antrópicas, nem sempre podem ser quantificadas devido a falta de monitoramento e conseqüente deficiência de medições de vazão líquida e sólida. Nestes casos, o impacto das mudanças no uso do solo nas características hidrossedimentológicas de bacias hidrográficas pode ser avaliado em termos qualitativos e quantitativos através da construção de cenários, utilizando como ferramenta básica modelos matemáticos.
No caso específico desta pesquisa, além da quantificação das alterações nas características hidrossedimentológicas da bacia hidrográfica, em função das alterações no uso do solo, faz-se também uma avaliação qualitativa dos possíveis impactos destas alterações na zona costeira.
1.2 Alterações no uso do solo e sua repercussão na zona costeira
A Resolução nº 001/86 CONAMA no seu artigo 1o., define impacto ambiental como sendo "qualquer alteração das propriedades físicas, químicas e biológicas do meio ambiente, causada por qualquer forma de matéria ou energia resultante das atividades humanas que, direta ou indiretamente afetem:
Ø as atividades sociais e econômicas;
Ø a biota;
Ø as condições estéticas e sanitárias ambientais;
Ø a qualidade dos recursos ambientais. "
A dependência dos ecossistemas costeiros do escoamento de água doce é fato hoje aceito pela comunidade científica. A presença de água doce, (i) auxilia na moderação do tensão osmótica resultante da salinidade, (ii) induz o processo de circulação, mistura e escoamento estuarino, (iii) controla o fluxo de nutriente e sedimento aportado pela bacia, (iv) recicla poluentes e materiais naturais, (v) determina interações ecológicas importantes, além de contribuir de modo determinante para a produtividade dos ecossistemas costeiros (Bettencourt et. al, 1996).
Observações feitas nas planícies costeiras dos rios Paraíba do Sul e São Francisco, mostram que a dinâmica destas embocaduras fluviais, é controlada pela interação entre o fluxo fluvial e a deriva litorânea de sedimentos gerada por ondas. Dois processos básicos estão envolvidos: (i) o efeito de molhe hidráulico e (ii) a migração de embocaduras fluviais (Dominguez et al., 1983).
Ø Efeito de molhe hidráulico
O efeito de molhe hidráulico é provocado pelo fluxo fluvial que aporta à linha de costa, atuando como uma barreira à deriva litorânea de sedimentos.
Quando as frentes de onda aproximam-se paralelas à linha de costa, em presença de uma fonte pontual de sedimentos, estes serão redistribuídos para ambos os lados da desembocadura (Figura 1.1a). Uma forma cuspidata irá, então, caracterizar a desembocadura fluvial.
Esta condição dificilmente será observada na natureza, tendo em vista que a aproximação das frentes de onda se dá normalmente segundo um ângulo agudo com a linha de costa. Neste caso o efluente fluvial funciona como um molhe hidráulico retendo a barlamar os sedimentos transportados pela deriva litorânea. A linha de costa à sotamar da desembocadura é, então, alimentada pelos sedimentos fluviais (Figura 1.1b).
Ø Migração de desembocaduras fluviais
A migração de desembocaduras fluviais é decorrente da presença de um trânsito litorâneo preferencial de sedimentos, associado a alterações das descargas fluviais. A descarga fluvial, conforme dito anteriormente, dá origem a um efeito de molhe hidráulico, retendo à barlamar os sedimentos transportados pela deriva litorânea, produzida pela aproximação oblíqua das frentes de onda, provocando a progradação da linha de costa à barlamar (Figura 1.2a).
Se a vazão do rio diminui, seja em função do regime pluviométrico ou pela construção de barramentos, e/ou outro tipo de intervenção, o efeito de molhe hidráulico será reduzido, desencadeando um processo de erosão da meia cúspide construída à barlamar. Os sedimentos erodidos formarão um pontal arenoso, que bloqueia parcialmente a desembocadura, fazendo-a migrar no sentido de sotamar (Figura 1.2b).
Se a redução da vazão líquida é decorrente do regime pluviométrico da bacia hidrográfica do referido rio, no período de cheia, pode-se ter o rompimento parcial ou integral do pontal formado. Entretanto, se o período de estiagem se prolonga, o pontal arenoso formado poderá se consolidar, não podendo mais ser destruído pela próxima cheia. Deste modo, a desembocadura fluvial terá sua posição deslocada no sentido de sotamar. Quando a vazão se normaliza, o fluxo fluvial interrompe novamente a deriva litorânea e retoma a progradação da linha de costa à barlamar da desembocadura fluvial (Figura 1.2c).
Este mecanismo de migração da desembocadura fluvial apresenta-se bem ilustrado na foz do rio Paraíba do Sul. Tal processo resultou em um padrão escalonado dos cordões litorâneos, com truncamentos erosivos que caracteriza a região da planície costeira situada à barlamar da desembocadura do referido rio (Dominguez et al. 1983).
Na Figura 1.3 pode-se observar a configuração da desembocadura do rio Paraíba do Sul em três épocas distintas, onde constata-se para os anos de 1956 (Figura 1.3a) e 1976 (Figura 1.3b) a formação de um pontal curvo, mais evidente no ano de 1976.
A partir da análise das curvas de vazões médias mensais para a estação fluviométrica de Campos-Ponte Municipal (Figura 1.4), pode-se observar que este rio apresenta alternância entre períodos de cheia e estiagem. A diminuição da vazão entre os anos de 1953/1959 e 1968/1978 pode ter ocasionado uma mudança fundamental no comportamento hidráulico da desembocadura, reduzindo a eficiência do "Efeito de Molhe". A redução da efetividade do espigão hidráulico representado pelo fluxo fluvial, pode ter favorecido o crescimento do pontal arenoso visualizado no mapa de 1976 (Figura 1.3b), que teria sido formado durante o período de baixa descarga fluvial. A formação deste pontal é acompanhado de erosão da praia à barlamar onde situa-se a localidade de Atafona.
Em contraposição a estes anos de vazões baixas, no período de 1979 à 1987 as vazões voltam a crescer. Na Figura 1.3c pode-se observar que o pontal anteriormente construído foi rompido provavelmente pelas altas descargas fluviais verificadas no início do ano de 1979 (MMA,1998).
Se a redução da vazão líquida é decorrente de intervenções humanas tais como obras hidráulicas e/ou derivações de água, o rio não retomará o seu fluxo normal ficando a efetividade do espigão hidráulico definitivamente reduzida. Como conseqüência, pode ocorrer a migração contínua da foz do rio, até que se atinja um novo equilíbrio dinâmico ou num caso extremo de redução da vazão, associado a uma forte deriva litorânea, pode até mesmo ocorrer o fechamento completo da desembocadura do rio nos períodos de baixas vazões.
Uma outra conseqüência da redução do volume de água doce que chega à foz dos rios, é a alteração dos padrões de circulação estuarina. Em geral os principais fatores que afetam a circulação dos estuários são: (i) a vazão de água doce que nele penetra, (ii) a oscilação da maré, (iii) os ventos e (iv) a estratificação horizontal e vertical de densidade provocada pela mistura de água doce e salgada (Motta, 1980; Porto et al. 1991).
A estratificação ocorre principalmente em função da diferença de densidade entre a água doce e a água salgada, com esta última tendendo a ficar embaixo da parcela de fluído de água doce em função da sua maior densidade. Com a redução da vazão de água doce os gradientes verticais e longitudinais são alterados, aumentando a intensidade de mistura na direção vertical (turbulência). Assim estuários que antes apresentavam-se estratificados podem vir a tornar-se misturados, segundo classificação de Delft (1979).
A diminuição do fluxo de água doce provoca também o aumento da salinidade nas águas estuarinas, o que pode acarretar na mortalidade generalizada de espécies steneoalinas, as quais são bastante sensíveis a alterações de salinidade (CRA, 1983).
Além das obras hidráulicas, a ocupação desordenada da zona costeira, com a substituição da vegetação nativa por outras de coberturas diversas, bem como a urbanização, deflagram a ocorrência de processos erosivos. A substituição de espécies nativas por plantas menos densas acaba por propiciar menor proteção ao solo, acelerando a erosão pluvial e por escoamento, resultando em perdas de solo fértil e assoreamento dos rios (Carvalho, 1994).
A urbanização é responsável pela impermeabilização de grandes áreas, o que aumenta a parcela de escoamento superficial direto devido a diminuição da infiltração. Isto provoca uma mudança de regime do escoamento local mais drástica do que aquela provocada pelo desmatamento. A expansão de áreas urbanas implica na transformação de áreas verdes em loteamentos, que durante a fase de construção exige obras de terraplanagem. A área desnuda sofre diretamente a ação de intempéries, o que provoca a erosão do solo. O que se observa é um carreamento intenso de sedimento pelo escoamento superficial, para o sistema principal de drenagem que pode ser o leito de um rio (Nakae & Brighetti, 1983).
O aumento no aporte de sedimento para o rio pode ter como conseqüência o assoreamento do rio e da área estuarina. O assoreamento do estuário diminui a profundidade do canal, provocando o amortecimento da onda de maré a medida que esta se propaga para montante, em função do aumento da fricção junto ao fundo.
O assoreamento do estuário pode ocasionar também uma diminuição do prisma de maré, com redução dos valores das correntes, e da capacidade e competência do transporte de sedimento. Isto acaba por estabelecer um mecanismo positivo de retroalimentação, o que causa o aterramento progressivo do estuário. Este processo está muito bem ilustrado no estuário de Levada Grande-Ceará (Figura 1.5a), onde a expansão imobiliária associada a um desmonte de dunas promoveu o assoreamento do estuário, diminuiu o prisma de maré e provocou progressivo aterramento do mesmo (Pitombeiras, 1996).
Um outro exemplo que pode ser citado é o estuário do rio Tijuana-Califórnia/EUA, (Figura 1.5b) onde foi verificada uma redução do prisma de maré de 1,9X106 m3 em 1852, para 0,36X106 m3 em 1986, em função do processo acelerado de assoreamento, decorrente de práticas de uso do solo inadequadas na bacia hidrográfica deste rio (Goodwin & Williams, 1992).
Uma outra conseqüência do assoreamento dos estuários é a redução de habitat disponível para as espécies aquáticas que enfrentam, deste modo, estresses que alteram o funcionamento e a produtividade do ecossistema estuarino/costeiro como um todo.
O descarte de poluentes orgânicos e inorgânicos nos canais fluviais, seja através de processos diretos como o lançamento de efluentes domésticos e industriais, ou de processos indiretos como a percolação e escoamento superficial de águas contaminadas por defensivos agrícolas, altera também de forma substancial a qualidade das águas estuarinas/costeiras.
As alterações comumente observadas na qualidade das águas estuarinas e costeiras em função do descarte destes poluentes, normalmente envolvem mudanças na cor, odor, sabor, presença de espumas, turbidez, aumento no teor de matéria em suspensão ou flutuante na água e mudanças de caráter fisiológico e sanitário, quando afetam a saúde do ser humano através da contaminação por organismos patogênicos e pela presença de substâncias químicas em concentrações tóxicas. Estas substâncias tem normalmente uma tendência natural de reduzir sua concentração com o tempo, em função da diluição progressiva e da decomposição química e bioquímica conhecida como degradação. Há casos entretanto, de potencialização dos efeitos, seja por reações bioquímicas transformando o composto em outras formas de maior toxidade ou por acúmulo nas células e tecidos de organismos aquáticos pertencentes à cadeia de alimentação (Branco, 1991).
Dos fatores ou parâmetros ecológicos que visam a proteção à vida e a reprodução dos organismos aquáticos, o mais importante é a concentração de oxigênio dissolvido e suas variações. A introdução de elementos limitantes, tais como o fósforo e o nitrogênio presentes principalmente nos fertilizantes químicos usados na agricultura, acarreta no processo de fertilização progressiva e conseqüente eutrofização das águas, gerando desequilíbrios ecológicos. Tendo em vista serem os estuários por excelência zonas de mudanças rápidas, onde o equilíbrio da cadeia trófica pode ser muito tênue, e devido a sua importância para à manutenção de outros ecossistemas costeiros, a presença de substâncias tóxicas ou assemelhadas nestes estuários pode sacrificar toda a economia biológica na zona costeira circunvizinha (CRA, 1983).
Os aspectos abordados até aqui remetem a uma reflexão sobre a importância que os fenômenos hidrossedimentológicos, que ocorrem nas bacias hidrográficas, têm sobre os processos físicos e biológicos da zona costeira, e enfatizam a necessidade de um maior conhecimento dos efeitos das intervenções humanas nas bacias hidrográficas e suas repercussões na zona costeira.
1.3 Modelos matemáticos hidrológicos
O modelo de simulação, de um modo geral, pode ser definido como a representação de um sistema através de equações matemáticas, ou seja a representação do comportamento de uma estrutura, esquema ou procedimento, real ou abstrato, que num dado intervalo de tempo interrelaciona-se com uma entrada, causa ou estímulo de energia ou informação, e uma saída, efeito ou resposta de energia ou informação (Tucci, 1987).
A utilização de modelos matemáticos do tipo hidrológico é baseada em três condições fundamentais: (i) objetivos do estudo, (ii) dados históricos disponíveis e (iii) metodologia proposta. O objetivo do estudo define o nível de precisão desejado para a representação dos fenômenos que ocorrem na bacia hidrográfica. Em contrapartida, esta precisão depende da quantidade e qualidade dos dados disponíveis para aferir a metodologia, assim o modelo hidrológico é escolhido de acordo com o objetivo do estudo, que definirá o nível de precisão desejado (Tucci, 1987).
Os modelos hidrológicos, de uma maneira geral, apresentam formulações empíricas para representar os fenômenos que ocorrem na bacia hidrográfica, e consequentemente os parâmetros obtidos a partir das simulações relacionam-se mais qualitativamente do que quantitativamente com a física da bacia hidrográfica (Tucci, 1987). A simulação destes fenômenos tem sido dividida em quatro fases: (i) solo, (ii) canal, (iii) reservatório e (iv) subsuperfície (Fleming, 1975).
A fase solo considera o escoamento superficial da vazão líquida e sólida mas sem caracterizar o escoamento no canal. Aqui são representados os processos de erosão e produção de sedimento, escoamento da água superficial e subsuperficial, e a percolação do material químico e biológico pelo escoamento líquido e sólido de superfície. Cada um destes aspectos da fase solo será afetado pelas características superficiais do solo, assim como pela vegetação, precipitação, topografia e usos do solo (Fleming, 1975).
A fase canal é representativa de todos os processos relacionados com o canal do rio principal e de seus tributários. Nesta fase são considerados a desagregação, o transporte e a deposição de sedimentos no canal do rio; o escoamento da água através da calha do rio; e a variabilidade dos processos físicos, químicos e biológicos nas águas do rio (Fleming, 1975).
A fase reservatório é definida como o armazenamento natural ou artificial da água formando lagos ou reservatórios, na bacia hidrográfica. Os processos considerados incluem a deposição de sedimentos; a entrada, a saída, a circulação e alterações no armazenamento da água; a estratificação térmica e as correntes de densidade; e as alterações na qualidade química e os processos biológicos da água represada (Fleming, 1975).
A fase de subsuperfície, ou subterrânea representa todos os processos de movimento e armazenamento da água abaixo da superfície do solo. Estes processos incluem a entrada e a saída de água na zona de subsuperfície, os processos de escoamento dentro desta zona e a contaminação natural e artificial, ou purificação da qualidade da água dentro da zona de subsuperfície (Fleming, 1975).
Extensas revisões bibliográficas foram realizadas por Medeiros (1994), King et al. (1996) e Arnold et al. (1998) sobre a evolução histórica dos modelos matemáticos hidrológicos, sendo aqui apresentado um resumo destas revisões.
No final da década de 50 e durante a década de 60 foram desenvolvidos os primeiros modelos hidrológicos, com destaque para o Stanford Watershed Model-SWM (Crawford & Linsley, 1966). O SWM é um modelo conceitual, onde os fenômenos são representados por formulações baseadas em parâmetros empíricos que possuem uma relação qualitativa com as características físicas da bacia, retratando basicamente a continuidade de volume e armazenamento. Este modelo possui duas estruturas básicas: (i) simulação na bacia (Land Surface) e (ii) simulação no canal (Channel System). A bacia hidrográfica a ser simulada é dividida em sub-bacias, o que permite separar as áreas segundo critérios de distribuição espacial da chuva e das características físicas da bacia, como cobertura vegetal, declividade e tipo de solo.
Depois do SWM, muitos modelos conceituais foram desenvolvidos, podendo-se citar: (i) SACRAMENTO (Burnash et al., 1973); (ii) HYMO (Williams & Hann, 1973), (iii) HEC-1 (HEC, 1981) e (iv) MODHAC (Lanna & Schwarzbach, 1989).
Com o desenvolvimento de pesquisas visando um maior conhecimento do comportamento dos processos físicos na bacia hidrográfica, foram desenvolvidos modelos hidrológicos mais próximos da realidade física. Exemplos destes modelos físicos incluem: (i) SHE (Abbott et al., 1986a, 1986b) e (ii) IDHM (Beven, et al., 1987).
A maior vantagem que estes modelos apresentam em relação aos modelos conceituais decorre da relação mais física entre os parâmetros e as características físicas da bacia, o que permite avaliar os efeitos hidrológicos decorrentes da modificação no uso do solo das bacias hidrográficas.
Alguns modelos hidrológicos tem buscado representar não apenas a quantidade de água, mas também a qualidade da água e a produção de sedimento nas bacias. Nesta categoria podem ser citados os modelos: (i) CREAMS (Knisel, 1980); (ii) SWRRB (Williams et al., 1985; Arnold et al., 1990) e (iii) SWAT (King et al., 1996).
O modelo Simulator for Water Resources in Rural Basins-SWRRB surgiu a partir de modificações introduzidas na estrutura do modelo Chemicals Runoff and Erosion from Agricultural Management Systems-CREAMS, ambos desenvolvidos objetivando simular o impacto do manejo do solo sobre a produção de água, sedimento, nutrientes e pesticidas. As principais alterações no modelo CREAMS foram: (i) expansão do modelo de forma a permitir o cálculo simultâneo da produção de água para diversas sub-bacias; (ii) introdução de componentes objetivando o cálculo da vazão de pico, escoamento de retorno, propagação de água e sedimento em reservatórios e perda por transmissão e (iii) adição de um modelo de simulação do clima (chuva, radiação solar e temperatura).
Posteriormente visando uma otimização da estrutura de propagação do SWRRB, foi desenvolvido o modelo Routing Outputs to Outlet-ROTO (Arnold et al., 1995) que propaga através do canal e reservatório a produção de água e sedimento das diversas sub-bacias simuladas.
O modelo Soil and Water Assessment Tool-SWAT surgiu da junção destes dois modelos, o que proporcionou uma maior eficiência na simulação. Este modelo, foi selecionado como ferramenta básica para os estudos a serem realizados nesta pesquisa, em função do mesmo ter sido desenvolvido visando a verificação dos efeitos resultantes das modificações no uso do solo e de estar sendo testado em diferentes partes do mundo com resultados satisfatórios.
A área escolhida para estudo de caso foi a bacia hidrográfica do rio Joanes, situada no Litoral Norte do Estado da Bahia onde, de acordo com dados do Centro de Estatística e Informações-CEI (1994), o potencial turístico está centrado principalmente na extensão e beleza cênica de suas praias e na peculiaridade de seus ecossistemas litorâneos que começaram a ser explorados desde os anos 70, com a aproximação permitida pela BR-101 e, mais recentemente, pela construção da Estrada do Coco e da Linha Verde.
A ocupação nesta região tem-se dado sem maiores controles, e as consequências desta ocupação desordenada já se faz sentir em quase todos os rios desta região, que tem a qualidade de suas águas e disponibilidade hídrica comprometidas, a exemplo dos rios Inhambupe e Jacuípe. Nestes rios observa-se o assoreamento de trechos dos cursos d'água pela erosão do solo decorrente principalmente do intenso processo de urbanização. Outro fenômeno observado é o desenvolvimento de processos erosivos ao longo da linha de costa, assim como o crescimento de pontais arenosos no sentido preferencial da deriva litorânea, que obstruem parcialmente as desembocaduras dos rios.
Esta pesquisa pretende servir como apoio para o desenvolvimento de uma base metodológica para estudos de planejamento de ocupação das bacias hidrográficas e sua zona costeira, visando o desenvolvimento sustentado, ou seja, o estabelecimento de um ponto de equilíbrio entre o desenvolvimento e as práticas ambientais conservacionistas.
Objetivo geral:
Ø Desenvolver uma metodologia para o estudo e mensuração das alterações nas características hidrossedimentológicas de bacias hidrográficas, decorrentes de modificações no uso do solo nestas bacias e suas repercussões na zona costeira, em particular para aquelas regiões onde inexistem dados medidos de vazão líquida e sólida, ou estes são deficientes.
Objetivos específicos:
Ø Análise das alterações na produção de água e sedimento na bacia hidrográfica do rio Joanes, para diferentes usos do solo, utilizando como ferramenta básica modelos hidrológicos de transformação de chuva em vazão e simulação da operação de reservatórios, e modelos de perda de solo;
Ø Análise dos possíveis impactos na desembocadura do Rio Joanes, decorrentes das variações da produção de água e sedimento na bacia hidrográfica deste rio.
A metodologia proposta para avaliar os impactos decorrentes das modificações no uso do solo nas características hidrossedimentológicas de bacias hidrográficas e suas repercussões na zona costeira constou basicamente de três etapas:
Etapa I: Construção dos cenários das mudanças potenciais no uso do solo da bacia hidrográfica, para diferentes períodos;
Etapa II: Análise das alterações nas características hidrossedimentológicas da bacia hidrográfica para os cenários simulados, utilizando como ferramenta básica modelos matemáticos hidrológicos.
Etapa III: Análise dos impactos na zona costeira decorrentes destas alterações hidrossedimentológicas na bacia hidrográfica.
No contexto desta pesquisa apresenta-se no Capítulo 2 uma descrição dos aspectos físicos da bacia hidrográfica do rio Joanes, objetivando o reconhecimento da constituição do ambiente natural que influencia e condiciona o comportamento do regime hidrossedimentológico de suas águas, bem como dos aspectos históricos que influenciaram na sua ocupação e no seu desenvolvimento sócio-econômico, proporcionando a identificação do atual estágio de conservação do meio físico.
No Capítulo 3 tem-se uma descrição geral do modelo hidrológico SWAT, selecionado como ferramenta para os estudos a serem realizados.
No Capítulo 4 apresenta-se os procedimentos adotados para a elaboração dos cenários das mudanças no uso do solo, a aplicação do modelo hidrológico SWAT, bem como a análise das alterações ocorridas nas características hidrossedimentológicas da bacia hidrográfica do rio Joanes e suas repercussões na zona costeira.
O Capítulo 5 é dedicado à discussão e à
conclusão da pesquisa realizada.
Maiores informações contacte: [email protected] |
PÁGINA
INICIAL |
 |