Para este trabalho foi utilizado um modelo numérico de escoamento já desenvolvido para o aquífero de Serpa-Brinches por Calçada (2009). O modelo foi realizado com o recurso ao programa automático FLOWPATH II (WHI) o qual permite modelar o escoamento subterrâneo a 2D, pelo método de diferenças finitas,
47 calculando as linhas de fluxo e as isócronas4 com métodos de interpolação da velocidade e a integração Euleriana.
O programa FLOWPATH II associa ao modelo de fluxo um modelo de transporte de partículas, que apresenta duas opções: o traçamento de partículas no sentido do fluxo („forward tracking‟) ou no sentido oposto („backward tracking‟). Posicionando partículas nos furos e utilizando o cálculo do traçamento de partículas no sentido inverso ao do fluxo no aquífero, o programa permite a definição das isócronas de acordo com os valores de tempo introduzidos pelo utilizador. Deste modo, O
FLOWPATH II (WHI) pode ser utilizado na simulação de transporte advectivo para
definir plumas de poluentes, zonas de injecção e perímetros de protecção, ou para encontrar pontos de origem de água em determinadas zonas. Dispõe, também, de dois módulos de simulação de transporte: o primeiro utiliza um esquema de diferenças finitas e o segundo usa um método de percurso aleatório („random walk‟).
Este é um modelo de diferenças finitas cuja malha seleccionada para a área de estudo é constituída por células quadrangulares com 50 m de lado.
A simulação foi conduzida em regime estacionário ou regime permanente. As entradas dos modelos correspondem à recarga e as saídas referem-se às descargas naturais e às extracções médias consideradas para cada um dos furos de captação da Câmara Municipal de Serpa localizados na área do modelo. Calçada (2009), na modelação do escoamento no aquífero, utilizou a base topográfica da região, do Instituto Geográfico do Exército (cartas militares n.º 522, 523, 532 e 533 na escala 1:25 000) e a carta geológica de Fonseca (1995).
A principal fonte de recarga provém da precipitação sobre toda a área aflorante do aquífero e corresponde a 50 mm/ano. O vale do Rio Guadiana e da Ribeira do Enxoé funcionam como zona de descarga do aquífero, a oeste e norte, respectivamente.
Na modelação do fluxo, Calçada (2009) definiu a espessura do aquífero de 26 m e considerou como condutividade hidráulica (K) e a porosidade (n) representativas do aquífero os valores de 0,6 m/dia e 12%, respectivamente. Para a realização deste trabalho utilizaram-se valores de condutividade média do meio (Kxx e Kyy) de 2,23 m/dia, obtido a partir da transmissividade média determinada por Duque (2005) no valor de 58 m2/dia.
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Linhas que ligam os níveis de água registados em diversos furos de observação, num determinado momento.
48 A carta de isopiezas5 do aquífero de Serpa-Brinches, assim obtida, pode ser observada na Figura 24.
Figura 24 - Carta de isopiezas do aquífero de Serpa-Brinches.
O movimento advectivo de solutos foi utilizado para escolher a melhor localização e processo de biorremediação do aquífero de Serpa-Brinches, utilizando os resultados laboratoriais, nomeadamente a utilização de serradura como substrato para estimular a biorremediação do aquífero contaminado por nitrato.
A serradura que irá constituir a fonte de carbono necessária para a bioestimulação só pode ser introduzida no aquífero sob a forma de “filtro” ou “barreira reactiva”, ou ainda por espalhamento no solo, numa zona onde a água flua e atravesse a serradura, dissolvendo o carbono orgânico nela contido.
A primeira hipótese colocada foi a de se aproveitarem furos ou poços já existentes em zonas montantes do fluxo no aquífero. Aí seria colocado um cilindro de serradura por onde a água passaria no seu percurso natural. Para se modelar a propagação da água tratada e a lavagem do aquífero, ou pelo menos, a diluição da água ali existente, considerou-se que o movimento da água tratada se faz à velocidade média linear do escoamento dentro do aquífero. Para isso, posicionaram-
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49 se partículas de soluto em torno de cada furo e para cada uma das partículas foi desenhado o seu percurso ao longo da extensão do aquífero e estimado o tempo para que toda a água no aquífero fosse descontaminada (Figura 25a, b, c, d, e). Os tempos de descontaminação obtidos resultaram muito longos e as áreas descontaminadas demasiado pequenas, devido às características geológicas e hidrodinâmicas dos aquíferos.
Figura 25 - Aproveitamento de furos ou poços existentes para biorremediar o aquífero através da introdução de cilindros de serradura.
Uma segunda hipótese de remediação seria a execução de cortinas de poços, até profundidades médias de 20m por ser a zona do aquífero em que a circulação se faz em meio poroso. Este método tornar-se ia mais dispendioso, mas a diluição e tratamento da água no interior do aquífero seria bastante mais extensa, como se pode observar pela Figura 26).
50 Figura 26 - Remediação por cortinas de poços.
Dado que a serradura é um produto natural com uma relação C:N bastante elevada (400:1), constitui uma boa fonte de carbono com capacidade de imobilizar o azoto presente no solo. A principal desvantagem da sua adição ao terreno agrícola é o facto de poder criar uma deficiência de azoto no solo. Por esta razão, deve ser acrescentado ao solo um fertilizante azotado adicional numa quantidade adequada, de forma a suprir a necessidade de azoto das culturas agrícolas, sem contribuir para a perda do azoto em excesso por lixiviação (Barbarick, 2006). Trabalhos efectuados na floresta da Nigeria (Olayinka e Adebayo, 1985) demonstraram que as vantagens decorrentes da aplicação de serradura ao solo eram maiores caso esta sofresse um tratamento prévio, de forma a aumentar a sua capacidade de degradação e o seu teor em nutrientes.
Deste modo, colocou-se a 3ª hipótese de remediação como o espalhamento de serradura no solo numa área de recarga preferencial do aquífero. Assim, o carbono orgânico proveniente da serradura ficaria disponível no aquífero a partir da sua introdução no sistema por infiltração com as águas de precipitação, tornando possível a redução da carga de nitrato. Foi simulada a colocação de serradura numa área a sul e a norte da cidade de Serpa, com o objectivo principal de descontaminar a água subterrânea captada mais a jusante pelos furos da Câmara Municipal de Serpa (Figura 27a). Neste caso, o volume de água recuperada no aquífero é maior mas os tempos necessários para a remediação continuam a ser longos. Para se reduzir a concentração de nitrato na água do aquífero de forma mais rápida seria seleccionar vários locais para introdução da serradura no solo, nas zonas mais altas e a meio da área aflorante do aquífero, tal como é exemplo a Figura 27d.
51 Considerando o valor 2,23 m/dia de condutividade, muito próximo do utilizado por vários autores para a modelação numérica do sistema aquíferos dos Gabros de Beja (Duque, 2005; Duque e Almeida, 1998), a água tratada levaria cerca de 1 ano para percorrer entre 56,85 e 154 m, 5 anos para percorrer 228 m a 486 m, e 10 anos para atravessar e limpar 461 a 781 m de aquífero (Figura 27 b). Nas figuras 27c e 27e pode observar-se o percurso da água tratada durante o período de 20 anos. Para limpar todo o aquífero de Serpa-Brinches seria necessário assegurar o processo de biorremediação entre 80 e 178 anos (Figura 27f).
Figura 27 – Remediação por espalhamento de serradura.
A simulação de fluxo e movimento de partículas efectuada para o aquífero Serpa-Brinches, permitiu concluir que a metodologia de remediação mais eficaz corresponde ao espalhamento da serradura no solo numa zona de recarga preferencial do aquífero. Deste modo, a água de infiltração disponibilizaria o carbono orgânico fornecido pela serradura e conduzi-lo-ia para o aquífero, de forma a permitir a bioestimulação da água subterrânea e a redução da carga de nitrato e nitrito.
52 Todavia, devido à baixa condutividade hidráulica do aquífero a remoção de água com nitrato será muito demorada, levando cerca de um ano para percorrer entre 56,85 e 154 metros.