APLICAÇÃO DE MODELAÇÃO MATEMÁTICA NO ESTUDO DA EVOLUÇÃO DE PLUMAS EFLUENTES DE EMISSÁRIOS SUBMARINOS. O CASO DA RIA AROSA.
MODELLING APPLIED TO THE EVOLUTION OF SUBMARINE OUTFALLS PLUMES. THE RIA AROSA CASE STUDY.
José L. S. PINHO
Departamento de Engenharia Civil, Universidade do Minho 4700-320 Braga, Portugal.
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Departamento de Engenharia Civil, Universidade do Minho 4700-320 Braga, Portugal.
Telefone: 253 604107 Fax: 253 678208 E-mail: [email protected] José S. A. CARMO
Departamento de Engenharia Civil, Faculdade de Ciências e Tecnologia, Universidade de Coimbra (Polo II) Pinhal de Marrocos, 3030 Coimbra, Portugal
Telefone: 239 797100 Fax: 239 797123 E-mail: [email protected] RESUMO
Nas últimas décadas tem-se verificado nas zonas costeiras um aumento da vulnerabilidade ambiental quer devido à sobre-exploração dos recursos marinhos quer pela necessidade de utilização dos sistemas hídricos costeiros como meio de rejeição final de águas residuais.
Neste artigo, apresentam-se e caracterizam-se modelos desenvolvidos para simulação da qualidade da água de zonas costeiras. Estes são aplicados na modelação da Ria Arosa, considerando diversos cenários hidrodinâmicos e de funcionamento do sistema de drenagem de águas residuais, previsto no plano de saneamento da ria que engloba um conjunto formado por dez sub-sistemas de drenagem. A rejeição final destes sub-sistemas é realizada, após um tratamento prévio, através de emissários submarinos. Discutem-se para os vários cenários os resultados obtidos para a qualidade da água na ria, nomeadamente a concentração de coliformes fecais. O pré e pós-processamento da informação utilizada na modelação são realizados, entre outras, com o auxílio de ferramentas de Sistemas de Informação Geográfica.
ABSTRACT
In the last decades several coastal zones became more environmentally vulnerable due to either the excessive exploitation of marine resources and to wastewater discharges within the marine environment.
Developed models for water quality simulations in coastal zones are presented and characterised in this paper. These models were applied to the simulation of discharges from ten submarine outfalls considered in the wastewater drainage plan of the Ria Arosa. Results of fecal coliform bacteria concentrations are used to discuss the outfalls discharges impact in the water quality of the ria under different hydrodynamic scenarios. Pre and post-processing tasks were carried out recurring to several tools and to a Geographical Information System.
PALAVRAS-CHAVE
Modelação matemática, avaliação de impacto ambiental, hidrodinâmica, qualidade da água, sistemas de informação geográfica, Ria Arosa.
KEYWORDS
Mathematical modelling, environmental impact assessment, hydrodynamics, water quality, geographical information systems, Ria Arosa.
INTRODUÇÃO
O crescimento urbanístico das regiões litorais tem tido como consequência, de uma forma geral, a diminuição da qualidade ambiental das zonas costeiras originando dificuldades crescentes na gestão dos recursos disponíveis. A modelação matemática tem vindo a adquirir uma importância crescente como uma ferramenta de suporte à decisão utilizada na gestão de zonas costeiras.
ILHA AROSA VILLAJUAN ESC 1:250 000 ILHA SALVORA ILHA CORTEGADA RIO ULLA RIO UMIA LA TOJA ILHA CAMBADOS PUEBLA DEL CARAMINAL RIVEIRA VILLAGARCIA RIANJO PALMEIRA VILLANUEVA DE AROSA N EUROPA PORTUGAL ESPANHA RIA AROSA RIA DE PONTEVEDRA RIA DE MUROS Y NOYA
RIA DE VIGO
Figura 1 - Ria Arosa.
As rias galegas, constituindo uma expressão particular da natureza na região da Galiza-Espanha, formam ecossistemas de enormes potencialidades em que as águas costeiras pouco profundas, muito ricas em nutrientes, são utilizadas para aquicultura, em plataformas flutuantes (bateas) e adquirem uma grande importância em termos de oferta turística, pelas suas praias e pela sua beleza natural. O aproveitamento destes recursos naturais, motivou a fixação de população, cujo sustento depende directamente das actividades ligadas à exploração de recursos marinhos (pesca, aquicultura e industria pesqueira transformadora). Desta forma, a melhoria da qualidade de vida das populações depende da conservação das condições naturais dos ecossistemas e da mitigação dos impactos negativos resultantes das suas actividades.
A Ria Arosa (a mais extensa das Rias Bajas) ocupa uma área de 230 km2 e apresenta um desenvolvimento na direcção
Sudoeste-Nordeste de cerca de 25 km (Figura 1). Para além da aquicultura e uso balnear, as águas da ria são ainda utilizadas como meio receptor de águas residuais industriais e domésticas dos aglomerados populacionais ribeirinhos. O plano de saneamento da Ria Arosa (XG-COTOP, 1987) prevê um conjunto formado por dez sub-sistemas de drenagem
com rejeição final, após um tratamento prévio, através de emissários submarinos, servindo uma população equivalente de cerca de 267 000 habitantes.
A criação de um modelo de um sistema real que permita efectuar simultaneamente simulações hidrodinâmicas e de qualidade da água envolve a utilização de um conjunto amplo de ferramentas informáticas. Estas deverão auxiliar as tarefas laboriosas de pré e pós-processamento da informação necessária, devendo para isso ser convenientemente integradas num mesmo ambiente hidroinformático de forma a permitir a implementação dos modelos hidrodinâmicos e de qualidade da água. Neste artigo apresentam-se as principais características do ambiente hidroinformático utilizado para a criação de um modelo bidimensional no plano horizontal (2DH) da Ria Arosa, utilizado na simulação da distribuição de concentração de coliformes fecais resultante das descargas do sistema de emissários na ria em diferentes condições hidrodinâmicas.
SOFTWARE UTILIZADO
O sucesso na aplicação de um modelo numérico depende, entre outros factores, da facilidade de integração num ambiente comum de diferentes tipos de software que executam tarefas distintas. Procurou-se que o ambiente hidroinformático desenvolvido apresentasse uma grande versatilidade, quer em termos de hardware (foram utilizados computadores pessoais e estações de trabalho), quer em termos de sistemas operativos (foram utilizados meios de cálculo associados a diferentes sistemas operativos: WINDOWS95, WINDOWSNT, UNIX e LINUX).
A modelação da hidrodinâmica de zonas costeiras, no ambiente hidroinformático criado para o presente trabalho, é realizada recorrendo-se ao programa 2DH, RMA2. A modelação da qualidade da água em zonas costeiras apresenta dificuldades decorrentes da complexidade dos processos biogeoquímicos verificados nos diferentes ecossistemas. O desconhecimento e/ou a dificuldade da quantificação e caracterização das relações entre os vários elementos de um ecossistema implica uma criteriosa selecção das formulações a adoptar, por forma a representar adequadamente os processos determinantes do comportamento de constituintes indicadores do estado da qualidade da água. A qualidade da água de zonas costeiras é simulada, no ambiente hidroinformático utilizado, através do programa bidimensional no plano RMA4-UMQ.
Se as formulações matemáticas e os correspondentes métodos numéricos utilizados no desenvolvimento de um modelo apresentam uma importância determinante para a fiabilidade das simulações efectuadas, a capacidade de organização e visualização da grande quantidade de dados e de resultados obtidos é também de importância primordial para uma correcta interpretação e análise dos cenários estabelecidos. Por outro lado, a preparação de dados para um determinado modelo é, sem dúvida, uma das tarefas que requer mais arte e engenho por parte do modelador. Assim, considerou-se pertinente a utilização simultânea de diversos programas para a realização das tarefas de pré e pós-processamento e criaram-se metodologias, quer de geração condicionada de malhas não estruturadas, quer de integração da informação em Sistemas de Informação Geográfica (SIG).
As tarefas de preparação de dados e a apresentação de resultados foram realizadas na sua maioria com o programa
Surface Modelling System (SMS) (BOSS SMS, 1996). Este programa permite efectuar a preparação de dados, a geração
de malhas para diversos programas de cálculo da hidrodinâmica e de qualidade da água e a representação espacial de campos escalares e vectoriais. Permite ainda definir novas variáveis, para todo o domínio, calculadas a partir de outras variáveis existentes.
A criação do SIG foi realizada recorrendo-se ao software ARCVIEW (ESRI, 1996), sendo a digitalização da informação necessária à implementação dos modelos efectuada através de técnicas usuais, utilizando-se o programa AUTOCAD. Foi utilizada uma metodologia para geração condicionada de malhas não estruturadas recorrendo-se ao programa de geração de malhas triangulares TRIANGLE (Shewchuk, 1997; Pinho et al., 1999).
A grande quantidade de informação associada a um modelo numérico necessita de ser organizada e estruturada de forma a permitir um acesso rápido e eficaz, quando necessário. As ferramentas de gestão de bases de dados são o meio mais adequado para a organização e gestão de dados, tendo sido utilizado o programa Microsoft ACCESS.
A integração e a troca de informação entre os diferentes programas obrigou à criação de um conjunto significativo de ferramentas utilitárias (interfaces) que permitem efectuar a leitura, a transformação e a escrita de dados de acordo com formatos pré-estabelecidos.
Programa RMA2
O programa RMA2 (WES-HL, 1996), baseado num método de elementos finitos, permite a obtenção de soluções em regime permanente ou variável, com o estabelecimento de condições de fronteira variáveis ao longo do tempo. As
soluções são obtidas num determinado número de instantes, nos pontos nodais da malha de elementos finitos. Este programa resolve as equações de continuidade e conservação da quantidade de movimento:
(
)
[
]
[
(
)
]
0 = + + + + y V h x U h t ∂ η ∂ ∂ η ∂ ∂ ∂η (1)(
)
+ + + + − + + + − − = + + 2 2 2 2 2 2 2 2cos 2 y U x U C h V U gU h kW h x g x g fV y U V x U U t U a v ∂ ∂ ∂ ∂ ρ ε η η ϕ ρ η ∂ ∂ρ ρ ∂ ∂η ∂ ∂ ∂ ∂ ∂ ∂ (2)(
)
+ + + + − + + + − − − = + + 2 2 2 2 2 2 2 2 2 y V x V C h V U gV h sen kW h y g y g fU y V V x V U t V a v ∂ ∂ ∂ ∂ ρ ε η η ϕ ρ η ∂ ∂ρ ρ ∂ ∂η ∂ ∂ ∂ ∂ ∂ ∂ (3) em que, C coeficiente de Chézy (m1/2 s-1); f parâmetro de Coriolis (s-1); g aceleração da gravidade (m s-2);h profundidade em relação ao nível de referência (m);
U componente da velocidade média na vertical segundo a direcção x (m s-1); V componente da velocidade média na vertical segundo a direcção y (m s-1); Wv velocidade do vento (m s-1);
x coordenada cartesiana no plano horizontal (m); y coordenada cartesiana no plano horizontal (m);
ε coeficiente médio vertical isotrópico de viscosidade turbulenta (m2 s-1);
η elevação da superfície livre relativamente ao nível de referência (m); ϕ direcção do vento (rad);
ρ massa volúmica da água (kg m-3); ρa massa volúmica do ar (kg m
-3).
As Equações 1 a 3 são resolvidas por um método de elementos finitos, usando-se a técnica dos resíduos pesados de Galerkin. Os elementos para a discretização espacial poderão ser triangulares e/ou quadrangulares de seis e oito nós, respectivamente. As funções de forma são quadráticas no caso das velocidades e lineares para a profundidade. A integração espacial é efectuada pelo método de Gauss. As derivadas temporais são discretizadas por uma aproximação de diferenças finitas. O método é totalmente implícito, sendo os sistemas de equações resolvidos pelo método de Newton-Raphson.
Programa RMA4-UMQ
Para a modelação conjunta da hidrodinâmica e da qualidade da água em zonas costeiras é indispensável o desenvolvimento de uma estrutura comum que permita a resolução quer das equações que regem a física dos escoamentos nestas zonas (equação da continuidade e equações de conservação da quantidade de movimento), quer as equações de balanço de massa (em cada um dos processos são normalmente seleccionadas as variáveis consideradas preponderantes, estabelecendo-se as correspondentes equações para cada uma dessas variáveis) que definem a distribuição dinâmica de variáveis indicadoras do estado de qualidade da água (equações de advecção-difusão-reacção de substâncias dissolvidas na água). Se, relativamente às primeiras, as formulações matemáticas conhecidas actualmente são aceites de forma quase unânime (com excepção para os aspectos relacionados com a modelação da turbulência), a modelação dos processos biogeoquímicos apresenta-se muito menos consensual, dadas as simplificações efectuadas, sobretudo no que se refere à caracterização das reacções onde não existem normalmente leis universais para a sua definição. Assim, no estado actual de conhecimentos, o estabelecimento das leis que regem os processos a que determinadas substâncias estarão sujeitas em meio hídrico, deverá ser sempre questionada e se possível comprovada, com base em dados de campo disponíveis ou através de estudos desenvolvidos propositadamente com esse fim.
O programa RMA4, na sua versão original, efectua a resolução de equações de transporte de escalares (temperatura, salinidade, poluentes, etc.) utilizando a solução hidrodinâmica calculada no programa RMA2. Sendo os domínios espaciais os mesmos, as malhas de elementos finitos terão que ser coincidentes. As fontes de constituintes são definidas através dos valores das suas cargas mássicas ou concentrações. Os resultados obtidos correspondem às concentrações dos constituintes modelados nos pontos nodais do domínio analisado.
Para tornar possível a modelação de processos biogeoquímicos foram efectuadas as seguintes inovações à versão original do programa, passando a versão modificada a designar-se de RMA4-UMQ: alterações necessárias para a modelação simultânea de mais de seis constituintes; desenvolvimento e integração de uma subrotina para definição das reacções a que cada uma das variáveis está sujeita, sendo o seu resultado contabilizado em cada passo de tempo da integração ou com uma periodicidade definida pelo utilizador e adaptação da saída de resultados. A equação de advecção-difusão-reacção resolvida pelo programa, considerando para o constituinte B (concentração média vertical) um comportamento de 1ª ordem é dada por:
F B k y B x B A y B V x B U t B B h − + ∂ ∂ + ∂ ∂ + ∂ ∂ − ∂ ∂ − = ∂ ∂ 2 2 2 2 (4) em que,
B concentração média vertical de um constituinte bioquímico genérico (kg m-3); Ah difusividade turbulenta horizontal (m2 s-1);
kB taxa de decaimento do constituinte bioquímico B (dia-1); F fonte (ou sumidouro) de constituinte B (kg m-3 s-1).
SISTEMA DE DRENAGEM DE ÁGUAS RESIDUAIS NA RIA AROSA
No plano de saneamento da Ria Arosa, foi considerado que a recuperação dos níveis da qualidade da água deverão ser adequadas à manutenção dos usos actuais e potenciais na ria. Com o objectivo de fixar os valores limite para a qualidade da água foram definidos os seguintes usos: banho e aquicultura. Este último foi ainda dividido em zonas de potencial aproveitamento de bancos naturais de cultivo e viveiros flutuantes (ou bateas). Na Figura 2, apresenta-se a delimitação dos usos da água na ria, sobrepondo-se a localização dos emissários submarinos.
As infra-estruturas projectadas, que deverão permitir alcançar os padrões de qualidade para a situação futura, foram dimensionadas de acordo com o crescimento esperado da população e da indústria. No Quadro 1 apresentam-se os valores das populações servidas por cada um dos emissários e dos correspondentes caudais médios diários e cargas de coliformes fecais estimados para o ano horizonte.
De acordo com XG-COTOP (1987) a qualidade da água na ria podia considerar-se, de uma forma geral, boa, como é evidenciado pelos resultados da campanha de amostragem apresentada no documento anteriormente referido. As concentrações de azoto e fósforo são dominadas pelas entradas das águas do Atlântico que contém grande quantidade de nutrientes, o que explica um elevado consumo de oxigénio. Não se encontram valores elevados da concentração de metais pesados, com excepção da zona correspondente à foz do rio Ulla, onde se detectam elevados valores da concentração de crómio. Relativamente aos níveis de nutrientes nas águas da ria podem retirar-se as seguintes conclusões: o nível de nitratos depende fundamentalmente dos efeitos da circulação oceânica na região adjacente à ria; não se observaram zonas com elevadas concentrações de nitritos e baixas concentrações de amónia e nitratos; surgem algumas zonas com elevadas concentrações de amónia devidas a descargas de águas residuais urbanas; as concentrações de fosfatos são baixas não existindo evidências de contaminação por excesso de fósforo dissolvido; existem zonas com concentrações baixas de oxigénio dissolvido junto do fundo da ria e próximas da costa, o que indica que nem em todos os locais existe uma adequada possibilidade de auto-depuração de resíduos orgânicos.
A produtividade das rias galegas, segundo todos os autores que a estudaram, deve-se essencialmente à alimentação em nutrientes destes sistemas pelo oceano. O afloramento de águas profundas à plataforma continental aumenta as concentrações de nitratos e fosfatos, permitindo o desenvolvimento de grandes quantidades de organismos planctónicos que constituem o elo básico da cadeia alimentar na ria. O estado microbiológico da ria é de uma forma geral bom. Existe alguma contaminação nas enseadas onde se efectua a descarga de águas residuais, como: Rianxo, Boiro, Riveira e O Grove. A contaminação apresenta níveis elevados em Vilagarcía.
Foram adoptadas as normas legais espanholas e comunitárias, em vigor à data de elaboração do plano de saneamento, que fazem depender os limites de contaminação dos usos da água na ria. A norma espanhola que regulamenta a rejeição final no mar de águas residuais através de emissários submarinos, fixa os parâmetros de qualidade e os respectivos valores limite em zonas em que prevalecem determinados usos da água, classificando essas zonas em: zonas de banho, zonas de cultivo marinho, zonas limitadas, zonas especiais e outras zonas. Por outro lado, foram ainda consideradas as Directivas Comunitárias relativas ao meio ambiente, nomeadamente: 76/160/CEE, relativa à qualidade de águas de banho; 79/923/CEE, relativa à qualidade exigida para águas de cultivo de moluscos e 76/464/CEE, relativa à contaminação causada por substâncias perigosas rejeitadas em meios aquáticos da Comunidade Europeia.
N 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Banho Cultivo marinho Escala – 1:250 000 Polígono de bateas LEGENDA Emissário submarino i i
Figura 2 - Delimitação dos usos da água na Ria Arosa e localização dos emissários submarinos.
Quadro 1 - Populações, caudais médios diários e cargas de coliformes fecais no ano horizonte de projecto para os dez emissários considerados no plano de saneamento da Ria Arosa (adaptado de XG-COTOP, 1987)
População Caudal médio diário Coliformes fecais
Emissário Localidade (Ano horizonte) (Ano horizonte)
(hab equivalentes) (m3 dia-1) (NMP dia-1) x108
1 Aguiño 8860 2415 177200 2 Riveira 21700 5925 434000 3 Palmeira 4043 1211 80860 4 Poboa do Caramiñal 17863 5466 357260 5 Boiro 27479 7670 549580 6 Rianxo 13268 3717 265360 7 Vilagarcía de Arosa 46430 13108 928600 8 Vilanova de Arosa 14105 3526 282100 9 Illa de Arosa 8077 2019 161540 10 O Grove-Cambados 52189 13647 1043780
Relativamente à contaminação bacteriológica (coliformes fecais) a Instrução Espanhola revela-se mais exigente, conforme se pode verificar pelos valores limite apresentados no Quadro 2.
Quadro 2 - Síntese de exigências da Instrução Espanhola e das Directivas Comunitárias para a concentração de coliformes fecais.
Zonas de cultivos marinhos
Instrução Espanhola Directiva Comunitária 79/923/CEE Microbiologia
Coliformes fecais/100 mL ≤ 50 (90 % das amostras) ≤ 300 (75 % das amostras) Zonas de banhos
Instrução Espanhola Directiva Comunitária 76/160/CEE Microbiologia
Coliformes fecais/100 mL < 1000 (90 % das amostras) < 200 (50 % das amostras) ≤ 2000 (90 % das amostras) As características hidrográficas das rias galegas permitem a recepção de volumes consideráveis de águas residuais não acumuláveis (águas residuais domésticas e industriais biodegradáveis). Contudo deve ter-se em conta que nas zonas internas das rias a renovação da água é muito lenta o que desaconselha a descarga de águas residuais nessas zonas. As correntes da ria são essencialmente determinadas pelas marés e, com menor importância, pela acção do vento.
MODELOS 2DH DA RIA AROSA Modelo Hidrodinâmico
Nas simulações da hidrodinâmicas de um sistema com a complexidade da Ria Arosa, manifestando uma variabilidade vertical evidente em muitas épocas do ano, deverá ter-se sempre presente que os campos de correntes obtidos a partir de um modelo 2DH correspondem a valores médios integrados segundo a direcção vertical, sendo portanto próximos dos valores das correntes efectivamente verificados em períodos em que os gradientes (verticais e horizontais) de densidade possam ser considerados desprezáveis. O modelo implementado revela-se, no entanto, de grande utilidade para o estudo da importância relativa da maré, vento e caudais fluviais no estabelecimento dos campos de correntes na ria. O domínio foi discretizado numa malha de 1990 elementos triangulares quadráticos com um número total de 4382 nós. A malha foi gerada a partir do refinamento condicionado de uma malha mais grosseira, considerando como restrições o ângulo interior mínimo (30º) e a área máxima dos elementos estabelecida a partir de uma função da profundidade média de cada elemento (de forma a que as zonas menos profundas apresentem valores de áreas máximas menores). Na Figura 3 apresenta-se a malha de elementos finitos utilizada e uma perspectiva do fundo da ria. Foram consideradas três fronteiras abertas: duas fronteiras oceânicas em que são impostas as elevações da superfície livre correspondentes à maré e a terceira fronteira aberta na extremidade de montante do rio Ulla, onde se impôs a entrada de um caudal de 20
m3 s-1. Os coeficientes de Manning-Strickler e de difusão turbulenta utilizados no modelo, resultaram da calibração
efectuada utilizando-se valores das correntes medidas por diversos autores em campanhas realizadas na ria (Gomez Gallego, 1971, 1975; Otto 1975, XG-COTOP, 1987). Os ventos mais frequentes na ria são os ventos do quadrante Norte (Otto, 1975). Nas simulações hidrodinâmicas realizadas foi considerada a actuação do vento e da maré.
N
Modelo de qualidade da água
Com o modelo de qualidade da água pretendeu-se calcular a distribuição espaço-temporal de coliformes fecais resultantes das descargas de águas residuais em diferentes condições hidrodinâmicas. As descargas provenientes de emissários submarinos apresentam uma região inicial (campo próximo) fortemente influenciada pelas condições locais de estratificação e pelo fluxo da quantidade de movimento da descarga. No entanto a extensão desta região de mistura inicial apresenta normalmente uma ordem de grandeza muito inferior à zona de mistura longínqua em que a pluma é transportada pelas correntes e pela difusão turbulenta do oceano. Os resultados de concentrações obtidos para este tipo de plumas a partir de um modelo 2DH deverão ser cuidadosamente analisados, tendo-se sempre presente que as distribuições de concentração reais poderão ser superiores às calculadas nas zonas em que não ocorra uma mistura vertical completa.
Uma vez descarregados no meio marinho os coliformes fecais apresentam um decaimento natural que poderá ser aproximado por uma lei de 1ª ordem. A taxa de decaimento depende dos factores ambientais, como a salinidade, temperatura, intensidade da luz e taxa de sedimentação para além da mortalidade natural (Chapra, 1987). O valor desta taxa em meio natural apresenta uma variabilidade muito extensa, existindo registos de valores situados entre 0 a 100 dia-1 (Thomann e Mueller, 1987).
A malha de elementos finitos utilizada no modelo de qualidade da água coincide com a utilizada para o modelo hidrodinâmico apresentada na Figura 2. Nas fronteiras abertas foram desprezadas as entradas de coliformes fecais, tendo as descargas sido introduzidas como fontes pontuais com valor constante nos nós mais próximos dos difusores. Os valores das cargas constantes, calculadas a partir da capitação de 2x109 NMP hab-1 dia-1 são apresentadas no
Quadro 1.
CENÁRIOS SIMULADOS
Uma das potencialidades dos modelos matemáticos de qualidade da água advém da possibilidade da sua utilização para previsão do comportamento de sistemas reais em situações de funcionamento hipotéticas. Eles permitem prever o comportamento do sistema real resultante da actuação de potenciais solicitações exteriores. Em fase de projecto, torna-se assim possível, por exemplo, avaliar o impacto da descarga dos emissários submarinos no meio marinho. Contudo é necessário fixar um conjunto de parâmetros do modelo que dependem das características do sistema, como é o caso do coeficiente de difusão turbulenta. Estes parâmetros são estabelecidos preferencialmente a partir da calibração do modelo utilizando-se séries de valores resultantes de medições, no caso de este se encontrar em funcionamento. No entanto, em fase de projecto, ter-se-á que recorrer a valores estabelecidos em sistemas semelhantes ou, em alternativa, dever-se-á realizar uma análise de sensibilidade aos parâmetros com maior influência nos resultados. Esta análise permitirá interpretar os resultados do modelo em função dos valores adoptados para os parâmetros.
No presente modelo foi adoptado um valor de 20 m2s-1 para o coeficiente de difusão turbulenta (A
h). Os resultados
obtidos apresentam-se, como seria de esperar, muito sensíveis ao valor adoptado para este coeficiente, como é ilustrado pelos resultados da evolução temporal da concentração de coliformes fecais, apresentada na Figura 4, considerando-se diferentes valores para o coeficiente de difusão turbulenta. Os valores máximos das concentrações para os coeficientes de difusão turbulenta de 10 e 30 m2
s-1 são 3,2 e 1,5 vezes superiores aos calculados com um coeficiente de difusão
turbulenta de 50 m2
s-1, junto do difusor do emissário 6.
Conce ntração de coliforme s fe cais (Emis s ário 6) 0 50 100 150 200 250 10 15 20 25 30 35 40 45 50 Horas NM P/1 0 0 m L Ah= 10 m2 s-1 Ah= 30 m2 s-1 Ah=50 m2 s-1
Figura 4 - Evolução temporal da concentração de coliformes fecais junto da saída do emissário 6 considerando diferentes valores para o coeficiente de difusão turbulenta.
Nas simulações realizadas foi ainda considerada a variabilidade das condições hidrodinâmicas, da eficiência de remoção de coliformes fecais do tratamento primário e do coeficiente de decaimento de coliformes fecais (kCF). Relativamente às
primeiras foi considerada a actuação de uma maré média (amplitude 1,13 m) quer sem actuação do vento quer com a actuação de um vento com intensidade (10 ms-1) e direcção (Norte e Nordeste) constantes durante todo o período de simulação (50 horas). No que se refere ao tratamento preliminar, foi considerada uma opção sem qualquer remoção de coliformes fecais (ou ruptura do processo de tratamento) e uma opção com remoção de 50%. Para fazer reflectir o efeito das condições ambientais no coeficiente de decaimento de coliformes fecais foram ainda realizados cálculos para dois valores distintos deste coeficiente: 5 dia-1 e 10 dia-1. Resultaram assim doze cenários de cálculo cujas características se sintetizam no Quadro 3.
Quadro 3 - Cenários simulados
Condições hidrodinâmicas
kCF (dia -1) Eficiência do Maré Maré + Vento Norte Maré + Vento Nordeste tratamento 5 0% C1 C2 C3 5 50% C4 C5 C6 10 0% C7 C8 C9 10 50% C10 C11 C12 DISCUSSÃO DE RESULTADOS
Nas considerações a seguir apresentadas procura-se analisar os resultados do ponto de vista qualitativo, devendo ter-se sempre presente que esses resultados foram obtidos assumindo valores específicos para diversos parâmetros que os influenciam de forma determinante.
No caso de se verificarem as condições consideradas na implementação do modelo, os resultados obtidos permitem concluir que, mesmo para o cenário mais desfavorável (C1), se cumprem as disposições legais relativas a concentrações de coliformes fecais no caso de utilização da água para banhos (Quadro 4). O uso para cultivo marinho, mais exigente em termos de concentrações máximas de coliformes fecais (< 50 NMP/100 mL), apenas não se verificaria numa pequena área do polígono de bateas mais próximo do emissário 7 (Figura 5).
Quadro 4 - Concentrações máximas de coliformes fecais, na saída dos emissários, para o cenário C1. Cenário C1
Emissário 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Concentração máxima
(NMP/100 mL) - 24 6 43 31 96 157 24 8 105
O mapeamento das concentrações foi realizado adoptando-se para cada elemento da malha de elementos finitos um valor de concentração igual à média dos respectivos valores nodais (Pinho et al, 2000). Assim se explica que no mapeamento apresentado na Figura 5 não sejam representados os valores de concentrações constantes no Quadro 4. Salienta-se mais uma vez que as concentrações reais poderão atingir valores superiores aos calculados a partir do modelo no caso das condições de mistura se apresentarem diferentes das consideradas quer para a direcção horizontal (em que foi adoptado um valor para o coeficiente de difusão turbulenta de 20 m2s-1) quer na direcção vertical (considera-se mistura vertical completa). Da análise dos resultados obtidos para cada uma das doze simulações realizadas verifica-se que a distribuição de coliformes fecais se apresenta essencialmente dependente dos valores adoptados para o coeficiente de decaimento e para a eficiência do tratamento primário.
Na Figura 6 apresentam-se as distribuições de concentração de coliformes fecais 44,8 horas (vazante) após o início da descarga para os cenários C1, C4, C7 e C10. É evidente uma significativa redução das dimensões das plumas quer considerando-se separadamente o aumento do coeficiente de decaimento de coliformes fecais (cenário C7) e da eficiência do tratamento primário (cenário C4) quer a variação simultânea dos dois parâmetros (cenário C10).
N 0 - 1 Coliformes fecais (NMP/100 mL) Polígono de bateas LEGENDA Emissário submarino Cultivo marinho 1 - 10 10 - 20 20 - 50 50 - 100 Escala – 1:250 000
Figura 5 - Distribuição da concentração de coliformes fecais para o cenário C1 num instante durante a vazante e usos da água na Ria Arosa.
A semelhança das plumas nos cenários C4 e C7 evidencia a importância do coeficiente de decaimento no estabelecimento das suas dimensões. Este coeficiente deverá ser correctamente quantificado (preferencialmente com a quantificação das relações de dependência em relação aos factores ambientais) através de análises no campo e/ou laboratório. De facto, o aumento do valor do coeficiente de decaimento de 5 dia-1 para 10 dia-1 (num intervalo que
poderá variar de 0 a 100 dia-1, como foi referido anteriormente) apresenta uma influência semelhante à da redução de
50% da carga bacteriana.
Uma outra característica importante do comportamento das plumas resultantes das descargas dos emissários relaciona-se com a sua deslocação sob a acção das correntes na ria. Sendo as correntes de maré as mais importantes na ria os movimentos das plumas que lhes estão associados serão também os mais significativos. No mapa a) da Figura 7 representam-se as diferenças de concentração entre um instante de vazante e outro durante a enchente para o cenário C1, permitindo as manchas assim obtidas representar as áreas afectadas pelas descargas durante um ciclo de maré.
Cenário C1 Cenário C4
Cenário C7 Cenário C10
N Coliformes fecais (NMP/100 mL)
0 - 1 1 - 10 10 - 20 20 - 50 50 - 100 ESC – 1:500 000
Figura 6 - Distribuições de concentração de coliformes fecais 44,8 horas (vazante) após o início da descarga para os cenários C1, C4, C7 e C10.
Para se avaliar a influência da actuação do vento (para além da maré) nas distribuições de concentração de coliformes fecais, foram calculados para todos os nós do domínio os tempos em que a concentração de coliformes fecais é superior a 10 NMP/100 mL. As diferenças assim calculadas permitem avaliar a permanência das plumas nos diferentes pontos do domínio. Calcularam-se ainda as diferenças entre os tempos assim obtidos para os cenários em que é considerada apenas a actuação da maré e os tempos para os cenários em que se considera a actuação simultânea do vento e maré. No mapa b) da Figura 7 são apresentadas as diferenças de tempos entre os cenários C2 e C1, podendo verificar-se assim a alteração do tempo de permanência das plumas (em concentrações superiores a 10 NMP/100 mL) na ria devido à actuação de um vento de Norte.
N
-30 - -1 Diferenças de concentrações
de coliformes fecais entre a enchente e a vazante (NMP/100 mL) LEGENDA -1 - 1 1 - 30 a) N -10 - -1 Diferenças de tempos de permanência de concentrações superiores a 10 NMP/100 mL entre o cenário C1 e C2 (horas) LEGENDA -1 - 1 1 - 10 b)
Figura 7 -a) Diferenças de concentração entre um instante na vazante e outro na enchente para o cenário C1; b) Diferenças do tempo de ocorrência de concentrações superiores a 10 NMP/100 mL entre o cenário C1 e C2. CONCLUSÃO
O ambiente hidroinformático apresentado constitui uma ferramenta útil e eficiente para o estudo da evolução de plumas de emissários submarinos, apresentado-se com uma flexibilidade que permite a análise de outros tipos de problemas de qualidade da água de zonas costeiras, nomeadamente através da consideração de processos de maior complexidade. O sistema de emissários analisado, proposto no plano de saneamento da Ria Arosa, permite cumprir as normas de qualidade da água impostas para as zonas balneares e para as zonas de cultivo marinho, nas condições hidrodinâmicas e de mistura consideradas.
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