2.4 Tekstlingvistikk
2.4.9 Tre strukturer på et høyere tekstplan
Existem muitos tipos diferentes de modelos de qualidade da água de rios. A escolha do modelo apropriado e a recolha dos dados necessários ao seu funcionamento depende, em primeira análise, dos objectivos do estudo a desenvolver. Os estudos de planeamento e gestão de recursos hídricos, a uma escala regional, não requerem o mesmo grau de detalhe que, por exemplo, a avaliação dos efeitos que uma única descarga de águas residuais terá sobre um troço de um determinado curso de água.
Esta é uma das razões que suporta a afirmação de que não existe um único modelo de qualidade da água que seja o mais adequado para todos os objectivos e para todos os sistemas de cursos de água. Deste modo, uma primeira decisão que deve ser tomada, tão cedo quanto possível nos estudos de modelação matemática de qualidade da água, prende- se com a escolha do modelo (ou modelos) mais adequados à realização de um determinado estudo e à concretização dos seus objectivos, garantindo que os recursos disponíveis permitem a sua calibração, verificação e aplicação.
Muitos dos modelos matemáticos de simulação da qualidade da água são aplicáveis a situações onde se pretende avaliar os efeitos de descargas de origem tópica de águas residuais sobre a qualidade da água do meio receptor. Contudo, só mais recentemente, e talvez em função da resolução gradual de parte dos problemas associados às fontes de origem tópica, é que se passou a dar uma importância crescente à possibilidade de incorporar nos exercícios de modelação da qualidade da água a afluência das cargas poluentes de origem difusa.
Esta incorporação processa-se nalguns casos de forma directa, quando os modelos possuem a capacidade de calcular a afluência à rede hidrográfica de cargas poluentes de origem difusa, ou de forma indirecta, quando a afluência dessas cargas é calculada por outros processos exteriores ao modelo, sendo depois distribuída pelos troços que constituem a representação conceptual do sistema em estudo.
Muitos dos modelos matemáticos de qualidade da água de rios baseiam-se em extensões e desenvolvimentos de duas simples equações inicialmente propostas por Streeter e Phelps em 1925, para simular a concentração da carência bioquímica de oxigénio (CBO), determinada pela biodegradação da matéria orgânica, e a correspondente concentração de oxigénio dissolvido (OD) nas massas de água (THOMANN, 1972). Muitas vezes utilizadas em conjunto com esta relação CBO-OD, que está na base de muitos modelos de simulação da qualidade da água em rios, aparecem as equações de decaimento de primeira ordem, bem como as que contemplam os processos de diluição e de sedimentação, de forma a incorporar nos modelos a capacidade de proceder à simulação de outros parâmetros conservativos e não conservativos.
Modelos matemáticos de qualidade da água mais complexos, com a capacidade de simularem múltiplos parâmetros descritores da qualidade da água, têm igualmente sido propostos e aplicados para avaliar e analisar as interacções físicas, químicas e biológicas de diversos constituintes e organismos presentes nas massas de água naturais. Este tipo de modelos requer um maior número de dados de amostragem para proceder à sua calibração e verificação, bem como um conhecimento mais profundo do funcionamento do sistema em estudo, mas em contrapartida fornecem um conjunto de informação mais detalhada e completa relativamente à qualidade da água desse sistema.
A maioria dos modelos matemáticos de qualidade da água de rios são utilizados para avaliar condições de regime permanente, em que não se verificam variações ao longo do tempo, em cada secção, nem das características do escoamento nem dos parâmetros descritores da qualidade da água. No entanto, também existem modelos que podem ser utilizados para avaliar condições de regime variável. Este segundo tipo de modelos permite a avaliação de fenómenos transitórios, associados, por exemplo, à ocorrência de escoamento de natureza torrencial com implicações na afluência de cargas poluentes de origem difusa, bem como a derrames acidentais de substâncias poluentes.
Os modelos estocásticos, em comparação com os modelos determinísticos, são muito mais exigentes em termos dos dados de entrada necessários ao seu funcionamento. Com efeito, na maioria dos modelos determinísticos podem ser utilizadas estimativas dos valores médios de diversos dados de entrada necessários ao seu funcionamento, enquanto que os modelos estocásticos tomam explicitamente em consideração a aleatoriedade ou incerteza dos diferentes processos físicos, químicos e biológicos. Assim, a verificação dos modelos estocásticos é particularmente difícil, devido à quantidade de dados que é necessária para estabelecer a comparação entre as funções de distribuição das variáveis em jogo, por
oposição ao número de dados necessários para estimar ou calcular o valor expectável ou médio dessas variáveis.
As secções seguintes serão dedicadas a uma breve revisão dos principais tipos de modelos matemáticos de qualidade da água de rios, cingindo-se, no entanto, aos modelos unidimensionais determinísticos. Esses modelos são bastante utilizados em exercícios de gestão e planeamento de sistemas de recursos hídricos, sendo válidos para situações em que se pode assumir que existe mistura completa da massa de água, nas direcções lateral e vertical.
3.3.2 – Regime térmico
A temperatura da água, de acordo com o referido em capítulos anteriores, influencia todas as reacções químicas e biológicas que normalmente se processam no meio aquático, condicionando, de forma directa ou indirecta, todos os outros parâmetros descritores da qualidade da água. Adicionalmente, a temperatura da água exerce também uma importante influência ao nível do ciclo de vida das espécies aquáticas.
Por outro lado, a temperatura da água varia de acordo com o ritmo sazonal e com as flutuações aleatórias determinadas pelas condições meteorológicas que se verificam num determinado período temporal. Em menor escala, depende também das características hidráulicas do escoamento e da temperatura da água das diferentes afluências, sejam estas naturais ou antropogénicas.
A simulação do regime térmico ao longo de um curso de água, através da utilização de modelos unidimensionais, torna necessário assumir a simplificação de que a temperatura do curso de água não apresenta, em cada secção transversal, variações segundo as direcções vertical e lateral. Esta hipótese simplificativa, embora nem sempre se verifique na realidade, normalmente só dá origem a erros significativos em casos excepcionais.
Com efeito, a heterogeneidade da temperatura da água numa secção transversal, quando ocorre, resulta habitualmente das seguintes situações: zonas de águas paradas, zonas onde a altura da coluna de água é significativa, zonas de mistura com águas de afluentes e zonas de mistura com descargas de efluentes. Estas situações têm pouca influência sobre o regime térmico para jusante, nomeadamente quando se está a trabalhar em macroescala,
Em função da importância que a temperatura da água tem no comportamento das massas de água naturais, são muito poucos os modelos matemáticos de qualidade da água que não consideram explicitamente a simulação deste parâmetro.
Na maioria dos modelos matemáticos de qualidade da água de rios, a simulação da temperatura da água é executada através de um balanço de energia efectuado para cada um dos elementos computacionais que foram definidos na representação conceptual do sistema. Esse balanço de energia considera as entradas e perdas de calor a partir das funções forçadoras do sistema, bem como as trocas de energia através da interface ar- água.
As funções forçadoras incluem as condições de fronteira do sistema, e as afluências e efluências relativas a cada elemento computacional. O processo de cálculo das trocas de energia na interface ar-água foi já referido na secção 2.3.2 do Capítulo 2. É ao nível desse processo de cálculo, e sobretudo do grau de detalhe com que o mesmo é efectuado, que residem as principais diferenças entre os diferentes modelos matemáticos de qualidade da água em rios, no que diz respeito à simulação dos valores da temperatura da água.
3.3.3 – Oxigénio dissolvido e carência bioquímica de oxigénio
Em 1925 Streeter e Phelps, com o seu trabalho pioneiro, desenvolveram o primeiro modelo de qualidade da água com capacidade para descrever as relações CBO-OD num curso de água. Nesse modelo o sistema era considerado na sua forma mais simples, admitindo que o único sumidouro de oxigénio dissolvido é constituído pela biodegradação da matéria orgânica descarregada no rio, sendo esta quantificada em função da concentração da carência bioquímica de oxigénio, e que a única fonte de oxigénio dissolvido corresponde ao rearejamento atmosférico.
O modelo de Streeter-Phelps assume uma descarga de poluição constante, efectuada numa determinada secção do curso de água, que por sua vez possui um caudal constante e uma secção transversal uniforme ao longo de todo o seu percurso. Assume também como uniformes as concentrações da carência bioquímica de oxigénio e de oxigénio dissolvido ao longo das direcções vertical e lateral em cada secção transversal. Adicionalmente, admite que os processos de biodegradação da matéria orgânica e de rearejamento são descritos por reacções de decaimento de primeira ordem, que as taxas de reacção são constantes e que a variação da concentração de oxigénio dissolvido é apenas função do processo de
biodegradação da matéria orgânica e do rearejamento atmosférico, a partir da absorção desse gás através da interface ar-água.
Para além da oxidação microbiana da matéria orgânica e do rearejamento atmosférico existem, nos cursos de água naturais, muitos outros processos que funcionam como fontes e sumidouros de matéria orgânica e de oxigénio. Dobbins (DOBBINS, 1964), foi dos primeiros a enumerar alguns desses processos:
- redução da carência bioquímica de oxigénio através da sedimentação e da adsorsão; - aumento da carência bioquímica de oxigénio através da lavagem dos sedimentos do leito ou através da difusão para a coluna de água a partir da camada bêntica de produtos orgânicos parcialmente decompostos;
- aumento da carência bioquímica de oxigénio ao longo do curso de água através da contribuição de outras fontes tópicas ou difusas;
- diminuição do oxigénio dissolvido através de difusão para a camada bêntica para satisfazer a carência de oxigénio na zona aeróbia desta camada;
- aumento do oxigénio dissolvido através da acção fotossintética do fitoplancton e das plantas aquáticas fixas ao leito;
- diminuição do oxigénio dissolvido através da respiração do fitoplancton e das plantas aquáticas fixas ao leito;
- redistribuição contínua das concentrações da carência bioquímica de oxigénio e de oxigénio dissolvido através do processo de dispersão longitudinal.
Adicionalmente, Frankel e Hansen (FRANKEL e HANSEN, 1968) identificaram outros processos, referindo que estes deveriam igualmente ser tidos em consideração:
- diminuição do oxigénio dissolvido através do seu consumo no processo de nitrificação;
- modificações na configuração do curso de água, susceptíveis de alterar as características da turbulência superficial e, consequentemente, da taxa de transferência de oxigénio a partir da atmosfera;
- efeito da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos sobre a taxa de difusão de oxigénio desde a superfície para a massa de água.
Alguns destes processos foram sendo sucessivamente incorporados em novos modelos, que foram surgindo como modificações e extensões do modelo inicialmente proposto por Streeter e Phelphs.
3.3.4 – Os modelos DOSAG I e QUAL I
O modelo DOSAG I foi desenvolvido pela “Texas Water Development Board” (TWDB, 1970), para simular as variações espaciais e temporais da concentração da carência bioquímica de oxigénio e de oxigénio dissolvido, sob diversas condições de caudal e temperatura da água num rio. O modelo QUAL I foi desenvolvido para a “Texas Water Development Board” (MASCH et al., 1970), com o objectivo de proceder à simulação das variações espaciais e temporais da temperatura da água, bem como da concentração de um parâmetro conservativo, para além da concentração da carência bioquímica de oxigénio e de oxigénio dissolvido.
O objectivo do modelo DOSAG I é prever a concentração da carência bioquímica de oxigénio e o valor mínimo da concentração de oxigénio dissolvido no rio submetido a simulação, bem como estimar o necessário aumento de caudal da circulação natural de forma a que a concentração de oxigénio dissolvido não seja inferior a um determinado valor. A diminuição da concentração da carência bioquímica de oxigénio é expressa através de uma equação de decaimento de primeira ordem, sendo a taxa de decaimento constante para cada um dos troços em que se divide o sistema submetido a simulação.
Uma técnica de resolução do tipo Lagrangiana, na qual o sistema de coordenadas se movimenta associado a uma partícula de água que se desloca de montante para jusante, é utilizada para calcular a concentração de oxigénio dissolvido, resolvendo a correspondente equação. O modelo DOSAG I permite considerar descargas poluentes ou tomadas de água em qualquer localização do sistema submetido a simulação.
Este modelo foi utilizado em diversos casos de estudo, com destaque para a sua aplicação à zona de montante da bacia hidrográfica do rio San Antonio, no Estado do Texas (EUA), ao longo de sensivelmente 200 km de desenvolvimento do curso de água principal, tendo-se obtido um bom ajustamento entre os resultados do modelo e os dados de amostragem, para a concentração de oxigénio dissolvido (ORLOB, 1983).
O modelo QUAL I tem a capacidade de, ao longo de um sistema de cursos de água, calcular a concentração de vários parâmetros descritores da qualidade da água: parâmetros conservativos, carência bioquímica de oxigénio, oxigénio dissolvido e temperatura da água. Adicionalmente, possui ainda as seguintes características:
- os cursos de água pode ser divididos em troços de diferente comprimento e secção transversal, para permitir diferentes graus de resolução, consoante os objectivos do estudo a desenvolver;
- tem a capacidade de calcular as trocas de energia através da interface ar-água e permite ajustes nos valores dos coeficientes do modelo em função da temperatura da água;
- permite a consideração de diversas descargas poluentes e tomadas de água;
- considera o transporte de massa através dos mecanismos de advecção e de dispersão, segundo a direcção principal do escoamento (o eixo longitudinal do curso de água);
- tem a capacidade de determinar o aumento de caudal da circulação natural necessário para que a concentração de oxigénio dissolvido não seja inferior a um determinado valor mínimo;
- a representação funcional e computacional do modelo foram estruturadas de forma a que este pudesse ser aplicado a qualquer sistema de cursos de água, desde que se respeitem as limitações estruturais consideradas no seu desenvolvimento.
À semelhança do descrito relativamente ao modelo DOSAG I, também o modelo QUAL I foi aplicado à zona de montante da bacia hidrográfica do rio San Antonio, no Estado do Texas (EUA), ao longo de sensivelmente 200 km de desenvolvimento do curso de água principal, tendo-se obtido igualmente um bom ajustamento entre os resultados do modelo e os dados de amostragem, para a concentração da carência bioquímica de oxigénio, oxigénio dissolvido, sulfatos, cloretos e sólidos dissolvidos totais (ORLOB, 1983).
3.3.5 – Ciclo do azoto
Em sistemas de cursos de água em que o azoto seja um constituinte importante, o pressuposto da taxa constante de oxidação biológica da matéria orgânica azotada pode não ser apropriado. Com efeito, essa taxa pode variar ao longo do sistema devido à alteração das concentrações dos diversos constituintes do ciclo do azoto, e pelo facto de a cada um desses constituintes corresponderem diferentes valores da taxa de oxidação.
Esta constatação conduziu a que fossem considerados separadamente, tanto ao nível dos dados de entrada dos modelos como dos processos de cálculo dos mesmos, os diferentes compostos azotados, correspondendo-lhes diferentes taxas de reacção, de forma a que o
A consideração deste processo ao nível dos modelos matemáticos de qualidade da água foi inicialmente desenvolvida por O’Connor et al. (O’CONNOR, THOMANN e DITORO, 1976), que propuseram um conjunto sequencial de modelos de reacção que permitiram a contabilização de cada um dos componentes do ciclo do azoto envolvidos no processo de nitrificação.
Assim, a diminuição da concentração de oxigénio dissolvido passou a ser função, também, da oxidação do azoto amoniacal e do nitrito. Estes modelos podem ainda considerar os processos de desnitrificação e de interacção com as algas. A desnitrificação inclui a redução de nitrato a nitrito e a conversão de nitrito a azoto sob a forma gasosa. Estas reacções ocorrem em condições de reduzida concentração de oxigénio dissolvido. Adicionalmente, a utilização pelo fitoplancton de azoto amoniacal e de nitrato pode ser também considerada, produzindo azoto orgânico, completando assim uma versão simplificada do ciclo do azoto.
Estes modelos de qualidade da água, que contemplam uma versão simplificada do ciclo do azoto, foram inicialmente aplicados ao estuário do rio Delaware (O’CONNOR, THOMANN e DITORO, 1976), tendo-se verificado um bom ajustamento entre os resultados do modelo e os dados de amostragem, no que se refere ao azoto amoniacal, ao nitrito e ao nitrato, e um ajustamento aceitável em termos de azoto orgânico.
3.3.6 – Os modelos QUAL II e QUAL2E
Durante o final da década de 1970 e o início da década de 1980, verificou-se uma preocupação crescente relativamente aos efeitos de diversos constituintes, com especial destaque para os nutrientes, sobre o ecossistema aquático, nomeadamente ao nível da produtividade primária (CHEN e ORLOB, 1975).
O modelo QUAL II, desenvolvido para a “Environmental Protection Agency” (EPA) dos Estados Unidos da América pela “Water Resources Engineers, Inc.” (WRE, 1973), constitui um bom exemplo, de entre os diversos modelos matemáticos de simulação da qualidade da água de rios que já incluem esses efeitos. Este modelo permite simular um conjunto alargado de parâmetros descritores da qualidade da água, incluindo substâncias conservativas, biomassa algal como clorofila-a, azoto amoniacal, nitritos, nitratos, ortofosfatos, carência bioquímica de oxigénio, carência de oxigénio dos sedimentos, oxigénio dissolvido e coliformes.
No modelo QUAL II o ciclo do azoto é representado através de equações diferenciais que descrevem o processo de nitrificação, considerando os vários compostos envolvidos nesse processo, enquanto que o ciclo do fósforo é simulado com um grau de detalhe inferior, considerando apenas a interacção do ortofosfato com as algas.
Posteriores evoluções do modelo QUAL II deram origem à versão QUAL2E-UNCAS (BROWN e BARNWELL, 1987), distribuído pelo “Center for Environmental Research Information” (CERI) da “Environmental Protection Agency” (EPA) dos Estados Unidos da América. Entre as primeiras versões do modelo QUAL II e a última versão do QUAL2E- UNCAS2, datada de 1987, foram várias as evoluções do modelo, a que corresponderam
diferentes versões do mesmo.
De entre estas versões destacam-se: QUAL II/SEMCOG, preparada para o “Southeast Michigan Council of Governments”, pela “Water Resources Engineers, Inc.”; e QUAL II/NCASI, que resultou de uma profunda revisão da versão QUAL II/SEMCOG, desenvolvida pelo “National Council for Air and Stream Improvement” (NCASI, 1982).
São de seguida enumeradas as principais alterações e melhoramentos que a versão QUAL2E-UNCAS incorpora comparativamente à versão QUAL II:
- descrição das interacções entre algas, azoto, fósforo e oxigénio dissolvido; - taxa de crescimento das algas;
- cálculo da temperatura da água;
- cálculo da concentração de oxigénio dissolvido;
- consideração de constituintes não conservativos arbitrários; - caracterização hidráulica do escoamento;
- possibilidade de definição de condições de fronteira de jusante; - modificações ao nível dos dados de entrada e de saída;
- incorporação de uma opção que permite considerar variações dos dados meteorológicos ao longo de cada troço, no caso de simulações em estado estacionário;
- possibilidade de produzir gráficos com os resultados da simulação ao longo do sistema de cursos de água, no que se refere à concentração da carência bioquímica
2 Posteriormente a 1987 o modelo QUAL2E sofreu ainda algumas modificações, essencialmente de
de oxigénio e de oxigénio dissolvido, que podem incluir também a comparação com dados de amostragem;
- capacidade de desenvolver análises de incerteza.
A versão QUAL2E-UNCAS tem capacidade para simular até quinze parâmetros descritores da qualidade da água, incluindo temperatura, oxigénio dissolvido, carência bioquímica de oxigénio, algas como clorofila-a, quatro parâmetros do ciclo do azoto, dois parâmetros do ciclo do fósforo, coliformes, um parâmetro não conservativo arbitrário e três parâmetros