Estado da Arte de Modelagem de Qualidade de Água

Os modelos de qualidade de água têm sido, particularmente nas últimas três décadas, usados com sucesso em uma variedade de sistemas costeiros.

Diferentes tipos de modelos vêm sendo empregados, desde os mais simples com soluções bidimensionais contendo somente os parâmetros de qualidade de água mais importantes até complexos esquemas tridimensionais. Assim como a diversidade de modelos também existe uma série de finalidades a que se aplicam.

Kashefipour et al. (2006) utilizaram o modelo DIVAST com o objetivo de estimar o aporte total de bactérias indicadoras de contaminação fecal dentro da Baía de Irvine, Reino Unido, comparando os resultados encontrados com a legislação ambiental vigente na Europa. Neste estudo, também foram calculadas as proporções relativas da contribuição individual de cada fonte de contaminação e sua influência na degradação da qualidade da água. Os indicadores utilizados foram coliformes totais e fecais, sendo que a radiação solar foi o único fator considerado no cálculo da taxa de inativação. Na calibração do modelo três aproximações foram empregadas para representar a relação entre a taxa de inativação e o nível de radiação solar: taxa de inativação constante durante todo o

período de simulação, taxa de inativação variando entre o dia e a noite e taxa de inativação variando com a intensidade da radiação solar. Resultados satisfatórios foram obtidos para diferentes taxas de inativação entre o dia e a noite e taxa de inativação variando com a radiação solar.

Estudo similar foi realizado por Kashefipour et al. (2002) na região do estuário Ribble, Inglaterra, para predizer o impacto de várias fontes de esgoto na contaminação das águas costeiras receptoras. Em razão de diferentes sistemas (rio, estuário e região costeira) e, por conseqüência, das características hidrodinâmicas e batimétricas da área modelada, foram utilizados dois modelos numéricos, FASTER (unidimensional) e DIVAST (bidimensional), os quais foram acoplados dinamicamente para criar um modelo único. Como principais indicadores da qualidade da água foram utilizadas bactérias do grupo coliformes fecais e para o cálculo da taxa de inativação considerou-se a variação entre dia e noite, estação seca e úmida e também entre águas costeiras e fluviais. Os resultados apresentados pelo modelo apresentaram boa concordância com os dados medidos em campo, demonstrando que o modelo representou bem o fenômeno ambiental estudado.

Kumar et al. (1999) simularam, através de um modelo numérico bidimensional solucionado pelo método de diferenças finitas, o impacto do lançamento de esgotos domésticos na costa oeste de Mumbai, Índia. Para tanto utilizaram bactérias do grupo coliformes fecais como indicadoras de contaminação fecal, admitindo T90 constante correspondente a 4 horas. Com os resultados obtidos pelo modelo e também levando em consideração o nível de tratamento dos esgotos, calcularam o comprimento de dois emissários submarinos com o intuito de evitar a contaminação das águas costeiras destinadas a balneabilidade.

Bel et al. (1992) também utilizaram um modelo bidimensional que utiliza o esquema de diferenças finitas explícito para calcular o comprimento de dois emissários submarinos, um localizado na cidade de Wellington e outro em Lower Hutt, na Nova Zelândia. Na simulação numérica foram considerados os efeitos da variação de alguns parâmetros de entrada: variação do vento, sazonalidade da radiação solar, nível de tratamento dos esgotos, tipo de indicador utilizado e interação entre os dois emissários. Para os coliformes fecais, o cálculo do T90

considerou uma variação diurna e sazonal, sendo que os menores valores inseridos foram de 8h e 2,5h no inverno e verão, respectivamente.

Shen et al. (2006) realizaram um estudo para estimar as fontes não pontuais de coliformes fecais no estuário do Rio Wye que deságua na Baía de Chesapeake, Estados Unidos e, assim, estabelecer uma carga permissível para que o estuário alcançasse os padrões de qualidade da água estabelecidos pela legislação. Foi aplicado um modelo tridimensional inverso (HEM-3D) resolvido pelo método de Gauss-Newton modificado. A concentração de coliformes fecais foi simulada usando um traçador não conservativo com decaimento de primeira ordem, sendo que a taxa de decaimento foi considerada constante e equivalente a 0.7 dia^-1. Os resultados alcançados permitiram concluir que o método inverso além de fornecer uma aproximação eficiente para avaliar a contribuição de fontes não pontuais também tem a vantagem de que os erros associados com a estimação da carga podem ser conhecidos.

Os modelos de qualidade de água baseados em parâmetros microbiológicos também são empregados para avaliar a influência da contaminação fecal na qualidade da água destinada a aqüicultura. Com esta finalidade, Riou et al. (2007) utilizaram um modelo bidimensional que resolve as equações pelo método de diferenças finitas e calcularam a contaminação dos moluscos cultivados através das concentrações de microorganismos na água fornecidas pelo modelo. Foram escolhidos dois indicadores fecais, a Escherichia coli e o F-RNA e um patógeno, o astrovírus. Para simular o comportamento dos microorganismos, a taxa de inativação foi considerada constante e obtida através de revisão bibliográfica para cada um. Em alguns locais, os resultados obtidos pelo modelo e as concentrações medidas nos moluscos não divergiram substancialmente. No entanto, para outras regiões, os valores apresentados pelo modelo desviaram-se do medido por um fator de até 10.

Atualmente, os modelos de qualidade de água têm se tornado cada vez mais multidisciplinares, incluindo inúmeras variáveis e interações não-lineares, notadamente em função do progresso da capacidade de processamento dos computadores. Além dos parâmetros microbiológicos, estes modelos também simulam vários parâmetros químicos, biológicos e físico-químicos, dentre eles

oxigênio dissolvido, demanda bioquímica de oxigênio, temperatura, salinidade, ciclo do nitrogênio, ciclo do fósforo, crescimento de algas, clorofila a, substâncias radioativas, entre outros.

Shen et al. (2002) utilizaram um refinado modelo tridimensional resolvido pelo método de diferenças finitas para simular a variação na qualidade da água e no ecossistema presente da Baía Hakata, Japão. Os parâmetros considerados foram temperatura, salinidade, oxigênio dissolvido, sólidos suspensos, nitrogênio orgânico, nitrato e clorofila a. Ainda que menos complexo, Chau e Jin (1999) simularam satisfatoriamente o transporte e a transformação de nove parâmetros de qualidade de água (demanda bioquímica de oxigênio, nitrogênio orgânico, amônia, nitrito, nitrato, fósforo orgânico, ortofosfato, fitoplâncton e zooplâncton) através de um modelo bidimensional composto por um sistema de coordenadas ortogonais curvilíneas e baseado em soluções de diferenças finitas.

Embora ainda incipiente, alguns modelos também têm sido desenvolvidos para simular a interação entre o aporte de sedimentos e a qualidade da água, bem como os processos ecológicos envolvidos. Chao et al. (2007) desenvolveram um modelo de qualidade de água tridimensional (CCHE3D_WQ) que, além das concentrações de fitoplâncton, nutrientes e oxigênio dissolvido, também calcula o efeito do sedimento nestas variáveis. O modelo simula os processos de adsorção e liberação de nutrientes do sedimento de fundo e estima a influência da concentração de sedimentos suspensos na intensidade da luz e, consequentemente, no crescimento de fitoplâncton. Todos os processos são calculados utilizando o método numérico de elementos finitos. O modelo foi primeiramente verificado usando soluções analíticas simplificadas para o transporte de substâncias não conservativas em um canal aberto e, depois foi, então, aplicado para sistemas reais para calibrar e validar sua capacidade de simulação.