Dissertacao_Mestrado_Tiago_Ribeiro

MMooddeellaaççããoo ee SSiimmuullaaççããoo ddaa QQuuaalliiddaaddee ddaa ÁÁgguuaa ddoo RRiioo LLiiss aa JJuussaannttee ddaa DDeessccaarrggaa ddaa EETTAARR NNoorrttee Dissertação apresentada para a obtenção do grau de Mestre em Hidráulica, Recursos Hídricos e Ambiente

Autor

Tiago de Jesus Ribeiro Orientador

Jorge Santos Temido

Coimbra, Dezembro, 2009

Modelação e Simulação da Qualidade da Água do Rio Lis a Jusante da Descarga da ETAR Norte

AGRADECIMENTOS

Tiago de Jesus Ribeiro i

AGRADECIMENTOS Chegado aqui resta-me agradecer a todos quantos, directa ou indirectamente, contribuíram para o terminus, deste longo percurso. Ao meu orientador, Professor Doutor Jorge Santos Temido, agradeço a confiança, o aconselhamento, a disponibilidade e acompanhamento que, desde o início, se traduziram no principal incentivo para a concretização deste trabalho. À Professora Doutora Judite Vieira o meu agradecimento pela ajuda na estruturação da tese e pelo esclarecimento, sempre pronto, de dúvidas sobre o modelo de avaliação da qualidade da água QUAL2Kw. Aos Coordenadores do 8.º Curso de Mestrado de Hidráulica, Recursos Hídricos e Ambiente um reconhecido obrigado pela organização, empenho e apoio dado ao longo do curso e, ainda, pelos meios disponibilizados para a realização das medições de caudal. Pretendo ainda agradecer à SIMLIS, S.A. por colocar à minha disposição os meios materiais e humanos fundamentais para a realização das campanhas de amostragem e das inúmeras análises laboratoriais efectuadas, e à Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis, na pessoa do Sr. Rui Eugénio, pela colaboração indispensável no reconhecimento do percurso do rio Lis e na caracterização da sua envolvência. Finalmente para os meus colegas de mestrado um agradecimento solidário pelo companheirismo e amizade que sempre demostraram.


RESUMO

Tiago de Jesus Ribeiro ii

RESUMO A bacia hidrográfica do rio Lis é conhecida pelo estado de degradação das suas águas. Com a entrada em funcionamento da ETAR Norte, é de esperar, que o rio Lis passe a registar reduções significativas nas cargas orgânicas, nas cargas de nutrientes e na carga de microrganismos patogénicos. Pelo que, constituiu objectivo deste trabalho, desenvolver um modelo de avaliação da qualidade da água que fosse capaz de simular os impactos da descarga da ETAR Norte no troço final do rio Lis, para diferentes cenários de exploração, de forma a apoiar a decisão relativa à necessidade de implementar eventuais medidas mitigadoras. O plano de trabalho contemplou 6 campanhas de amostragem no período de baixa-mar, ao longo dos meses de Julho e Agosto de 2009, nos últimos 10,25 km do rio Lis, onde foi medido o caudal e analisados 15 parâmetros de qualidade da água. Para complementar a análise dos resultados obtidos nas campanhas de amostragem, recorreu-se ao modelo de avaliação da qualidade da água QUAL2Kw, que foi calibrado e validado com os dados observados e utilizado para simular dois cenários de exploração da ETAR Norte. Os resultados obtidos em ambos os cenários apontam para uma deterioração da qualidade da água do rio Lis a jusante da descarga da ETAR Norte, consequência dos níveis elevados de condutividade, de nutrientes, e de coliformes fecais, que prejudicam os usos da água previstos, como água para rega, água de suporte da vida aquícola e água para usos balneares. O QUAL2Kw revelou algumas limitações, nomeadamente quando se pretendia descrever os diferentes processos de qualidade da água junto à foz. Palavras-chave: Rio Lis, ETAR Norte, Qualidade da água, Modelo QUAL2Kw.


ABSTRACT

Tiago de Jesus Ribeiro iii

ABSTRACT The Lis river basin is well known for the poor estate of its waters. With the commissioning of the North WWTP it is expected a reduction in organic loads, nutrients and pathogen microorganisms in the river. The aim of this study was to develop a water quality model able to assess the impact of the discharge of this Treatment Plant in the quality of the river under different operating scenarios. The outputs were used to propose optimization measures in the operation of the Plant. The field work included 6 monitoring campaigns during the low tide, in July and August 2009. The flow and 15 water quality parameters were assessed in the last 10.25 km of the river. The results were used as inputs to calibrate and validate the water quality model, QUAL2Kw, which was then used to simulate two possible operating scenarios of the North WWTP. Both scenarios showed a deterioration in water quality following the discharge of the Plant as a consequence of the high levels of conductivity, nutrients and faecal coliforms released. The observed deterioration reduced the possible usages of the river for irrigation, support of aquatic life and bathing. However, QUAL2Kw revealed some limitations when used to simulate the quality of the water near the river mouth. Keywords: Lis river, North WWTP, Water quality, QUAL2Kw model.


ÍNDICE

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ÍNDICE 1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................... 1 1.1 Enquadramento ................................................................................................................. 1 1.2 Objectivos ......................................................................................................................... 1 1.3 Organização da Dissertação.............................................................................................. 2 2 CARACTERIZAÇÃO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO LIS ................................ 3 2.1 Introdução ......................................................................................................................... 3 2.2 Hidrografia ....................................................................................................................... 4 2.3 Geologia ........................................................................................................................... 6 2.4 Hidrogeologia ................................................................................................................... 8 2.5 Caracterização Climática ................................................................................................ 10 2.6 Ocupação do Solo ........................................................................................................... 11 2.7 Definição de Unidades Naturais ..................................................................................... 13 2.8 Caracterização Sócio-Económica ................................................................................... 15

2.8.1 Demografia .............................................................................................................. 15 2.8.2 Actividades económicas ........................................................................................... 16

2.9 Qualidade dos Meios Hídricos ....................................................................................... 17 2.10 Riscos de Acidentes de Poluição .................................................................................. 18

2.10.1 Riscos relacionados com a ocupação humana ....................................................... 18 2.10.2 Riscos relacionados com actividades pecuárias ..................................................... 19 2.10.3 Riscos relacionados com actividades agrícolas ..................................................... 20 2.10.4 Riscos relacionados com actividades industriais ................................................... 21

2.11 Usos do Domínio Hídrico ............................................................................................. 22 3 ESTUDO DE CASO - ETAR NORTE ............................................................................. 24 3.1 Caracterização da SIMLIS.............................................................................................. 24 3.2 Águas Residuais a Tratar ................................................................................................ 26

3.2.1 Águas residuais urbanas ........................................................................................... 26 3.2.2 Efluentes suinícolas ................................................................................................. 26 3.2.3 Cargas totais ............................................................................................................. 27 3.2.4 Situação actual ......................................................................................................... 28 3.2.5 Qualidade do efluente tratado .................................................................................. 28

3.3 Linha de Tratamento da ETAR Norte ............................................................................ 30 3.3.1 Tratamento da fase líquida ....................................................................................... 30 3.3.2 Tratamento da fase sólida ........................................................................................ 32 3.3.3 Tratamento da fase gasosa ....................................................................................... 34

4 CARACTERIZAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA NO TROÇO FINAL DO RIO LIS ....................................................................................................................................... 35 4.1 Introdução ....................................................................................................................... 35


ÍNDICE

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4.2 Avaliação da Qualidade de Água ................................................................................... 35 4.2.1 Caudal ...................................................................................................................... 35 4.2.2 Parâmetros de qualidade da água ............................................................................. 36

4.2.2.1 Parâmetros físicos ............................................................................................. 36 4.2.2.2 pH ...................................................................................................................... 37 4.2.2.3 Matéria orgânica................................................................................................ 37 4.2.2.4 Nutrientes .......................................................................................................... 38 4.2.2.5 Parâmetros microbiológicos .............................................................................. 39

4.3 Metodologia Experimental ............................................................................................. 40 4.3.1 Características dos locais de amostragem ................................................................ 40 4.3.2 Amostragem ............................................................................................................. 42 4.3.3 Parâmetros de qualidade da água ............................................................................. 43 4.3.4 Medição de caudal ................................................................................................... 46

4.4 Análise dos Dados .......................................................................................................... 48 4.4.1 Troço final do rio Lis ............................................................................................... 48

4.4.1.1 Caudal ............................................................................................................... 49 4.4.1.2 Temperatura, pH, condutividade e OD ............................................................. 51 4.4.1.3 Sólidos suspensos totais .................................................................................... 54 4.4.1.4 Matéria orgânica................................................................................................ 55 4.4.1.5 Nutrientes .......................................................................................................... 56 4.4.1.6 Parâmetros microbiológicos .............................................................................. 57

4.4.2 Descarga da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria ........................................... 59 4.4.2.1 Caudal ............................................................................................................... 60 4.4.2.2 Temperatura, pH, condutividade e OD ............................................................. 62 4.4.2.3 Sólidos suspensos totais .................................................................................... 62 4.4.2.4 Matéria orgânica................................................................................................ 63 4.4.2.5 Nutrientes .......................................................................................................... 64 4.4.2.6 Parâmetros microbiológicos .............................................................................. 65

5 MODELAÇÃO E SIMULAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA NO TROÇO FINAL DO RIO LIS ............................................................................................................. 66 5.1 Introdução ....................................................................................................................... 66 5.2 Modelação de Sistemas Fluviais .................................................................................... 66 5.3 Desenvolvimento Histórico dos Modelos de Avaliação da Qualidade da Água ............ 68 5.4 Aplicações dos Modelos de Avaliação da Qualidade da Água ...................................... 71 5.5 Descrição do Modelo QUAL2Kw .................................................................................. 74

5.5.1 Segmentação ............................................................................................................ 76 5.5.2 Balanço de massa ..................................................................................................... 77 5.5.3 Características hidráulicas ....................................................................................... 78 5.5.4 Tempo de passagem ................................................................................................. 80


ÍNDICE

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5.5.5 Dispersão longitudinal ............................................................................................. 81 5.5.6 Constituintes do modelo .......................................................................................... 82 5.5.7 Reacções fundamentais ............................................................................................ 87 5.5.8 Relações estequiométricas ....................................................................................... 88 5.5.9 Efeito da temperatura ............................................................................................... 89

5.6 Adaptação do Modelo QUAL2Kw ao Troço Final do Rio Lis ...................................... 89 5.6.1 Descrição do sistema sujeito a modelação ............................................................... 89 5.6.2 Calibração do modelo .............................................................................................. 91

5.7 Resultados e Discussão ................................................................................................... 95 5.7.1 Calibração do modelo .............................................................................................. 95 5.7.2 Verificação do modelo ............................................................................................. 98 5.7.3 Análise do procedimento de calibração e de verificação ....................................... 101

5.7.3.1 Conclusão ........................................................................................................ 101 5.7.3.2 Limitações na calibração do modelo ............................................................... 104

5.8 Simulação da Qualidade da Água no Troço Final do Rio Lis ...................................... 104 6 CONCLUSÕES E SUGESTÕES DE TRABALHO FUTURO ...................................... 107 6.1 Conclusões .................................................................................................................... 107 6.2 Sugestões para Trabalho Futuro ................................................................................... 109 7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................ 110 ANEXO – RESULTADOS EXPERIMENTAIS ............................................................... 114


ÍNDICE DE FIGURAS

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ÍNDICE DE FIGURAS Figura 2.1 – Bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: Costa et al., 2007)................................... 3 Figura 2.2 – Rede hidrográfica da bacia do rio Lis (Fonte: PBH do rio Lis, 2001) ............... 5 Figura 2.3 – Nascente do rio Lis no lugar de Fontes (Fonte: SIMLIS, 2004) ........................ 6 Figura 2.4 – Carta geológica da bacia hidrográfica do rio Lis (Adaptado: PBH do rio Lis 2001) ................................................................................................................................. 7 Figura 2.5 – Sistemas aquíferos da bacia hidrográfica do rio Lis (Adaptado: PBH do rio Lis 2001) ................................................................................................................................. 9 Figura 2.6 – Mapa de solos da bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: Jesus, 1996) .............. 11 Figura 2.7 – Tipos de Ocupação do Solo (%) na área Norte e na área do Sul do Plano (Fonte: PBH do rio Lis, 2001) .............................................................................................. 12 Figura 2.8 – Unidades naturais da bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: Jesus, 1996) ........ 13 Figura 2.9 – Fórnea, situada no Parque natural das Serras de Aire e Candeeiros ................ 14 Figura 2.10 – Gráficos com a distribuição da população por sectores de actividade em 1991 e 2001 na bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: PBH do rio Lis, 2001) ...................... 16 Figura 2.11 – Espalhamento de efluentes suinícolas no Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis ...................................................................................................................... 19 Figura 2.12 – Localização das suiniculturas na bacia hidrográfica do Lis em cartografia à escala 1/25 000 (Fonte: SIMLIS, 2009) ............................................................................ 20 Figura 2.13 – Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis (Adaptado: PBH do rio Lis, 2001) .............................................................................................................................. 21 Figura 2.14 – Foz do rio Lis usada para fins balneares ........................................................ 23 Figura 2.15 – Pista de pesca Carreira–Monte Real (Fonte: Associação Amigos Pró-Lis, 2009) ..................................................................................................................................... 23 Figura 3.1 – Sistema multimunicipal de saneamento do Lis (Fonte: SIMLIS, 2005) .......... 24 Figura 3.2 – Imagem 3D dos principais órgãos de tratamento da ETAR Norte (Fonte: SIMLIS, 2002) ...................................................................................................................... 25 Figura 3.3 – Implementação do emissário final da ETAR Norte em cartografia à escala 1/25 000 (Fonte: SIMLIS, 2009) .......................................................................................... 29 Figura 3.4 – Esquema de tratamento da fase líquida da ETAR Norte (Fonte: SIMLIS, 2002) ..................................................................................................................................... 31 Figura 3.5 – Esquema de tratamento da fase sólida da ETAR Norte (Fonte: SIMLIS, 2002) ..................................................................................................................................... 33 Figura 4.1 – Localização dos locais de amostragem seleccionados em cartografia à escala 1/25 000 (Fonte: SIMLIS, 2009) ............................................................................... 42 Figura 4.2 – Medição de caudal no rio Lis ........................................................................... 46


ÍNDICE DE FIGURAS

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Figura 4.3 – Funcionamento do medidor de caudal electromagnético Sensa RC2 (Fonte: Quantum Dynamics Ltd., 2009) ........................................................................................... 47 Figura 4.4 – Secção transversal com identificação das medições de profundidade e velocidade a realizar (Adaptado: Chapra, 1997) .................................................................. 47 Figura 4.5 – Açude das Salgadas .......................................................................................... 50 Figura 4.6 – Distribuição dos valores caudal (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis .................................................................................................................................... 51 Figura 4.7 – Distribuição dos valores de pH (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis .................................................................................................................................... 52 Figura 4.8 – Distribuição dos valores de condutividade (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ............................................................................................................. 53 Figura 4.9 – Distribuição dos valores de oxigénio dissolvido (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ........................................................................................................ 54 Figura 4.10 – Distribuição dos valores de CBO5 (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ............................................................................................................................... 55 Figura 4.11 – Distribuição dos valores de azoto amoniacal (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ............................................................................................................. 56 Figura 4.12 – Distribuição dos valores de fósforo total (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ...................................................................................................................... 57 Figura 4.13 – Distribuição dos valores de coliformes fecais (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ............................................................................................................. 58 Figura 4.14 – Rácio coliformes fecais/ estreptococos fecais (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis ............................................................................................................. 59 Figura 4.15 – Ponto de descarga da ETAR Norte no rio Lis ................................................ 61 Figura 4.16 – Fotografia aérea da ETAR de Vieira de Leiria .............................................. 61 Figura 4.17 – Distribuição dos valores de sólidos suspensos totais (média e desvio padrão) à saída da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria .............................................. 63 Figura 4.18 – Distribuição dos valores de CBO5 (média e desvio padrão) à saída da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria ............................................................................ 64 Figura 5.1 – Esquema de segmentação do modelo QUAL2K (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008) ....................................................................................................................... 76 Figura 5.2 – Balanço de massa do trecho (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008)........................ 77 Figura 5.3 – O modo como é distribuído o caudal de uma fonte difusa num trecho (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008) ................................................................................... 78 Figura 5.4 – Canal trapezoidal (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008) ........................................ 79 Figura 5.5 – Balanço de massa (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008) ................................. 84 Figura 5.6 – Modelos cinéticos e processos de transferência de massa (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008) ...................................................................................................... 86


ÍNDICE DE FIGURAS

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Figura 5.7 – Segmentação do troço do rio Lis em estudo, com a localização das estações de amostragem e das fontes pontuais de poluição (Adaptado: Vieira, 2007) ........ 90 Figura 5.8 – Resultados da calibração (caudal e temperatura) para o troço final do rio Lis ......................................................................................................................................... 95 Figura 5.9 – Resultados da calibração (pH e OD) para o troço final do rio Lis ................... 95 Figura 5.10 – Resultados da calibração (condutividade e SST) para o troço final do rio Lis ......................................................................................................................................... 96 Figura 5.11 – Resultados da calibração (CBOC e CQO) para o troço final do rio Lis ........ 96 Figura 5.12 – Resultados da calibração (azoto total e azoto amoniacal) para o troço final do rio Lis ...................................................................................................................... 97 Figura 5.13 – Resultados da calibração (nitrato + nitrito e fósforo total) para o troço final do rio Lis ...................................................................................................................... 97 Figura 5.14 – Resultados da calibração (coliformes fecais) para o troço final do rio Lis .... 98 Figura 5.15 – Resultados da verificação (caudal e temperatura) para o troço final do rio Lis ........................................................................................................................................ 98 Figura 5.16 – Resultados da verificação (pH e OD) para o troço final do rio Lis ................ 99 Figura 5.17 – Resultados da verificação (condutividade e SST) para o troço final do rio Lis. ........................................................................................................................................ 99 Figura 5.18 – Resultados da verificação (CBOC e CQO) para o troço final do rio Lis ..... 100 Figura 5.19 – Resultados da verificação (azoto total e azoto amoniacal) para o troço final do rio Lis .................................................................................................................... 100 Figura 5.20 – Resultados da verificação (nitrato + nitrito e fósforo total) para o troço final do rio Lis .................................................................................................................... 101 Figura 5.21 – Resultados da verificação (coliformes fecais) para o troço final do rio Lis . 101 Figura 5.22 – Resultados da simulação (caudal, OD) para o troço final do rio Lis ........... 105 Figura 5.23 – Resultados da simulação (azoto total, nitrato + nitrito) para o troço final do rio Lis ............................................................................................................................. 105 Figura 5.24 – Resultados da simulação (fósforo total e CF) para o troço final do rio Lis . 106


ÍNDICE DE QUADROS

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ÍNDICE DE QUADROS Quadro 2.1 – Distribuição dos diferentes grupos litológicos na bacia do rio Lis (Fonte: Jesus, 1996) ............................................................................................................................ 8 Quadro 2.2 – População residente, densidade populacional e percentagem da população nos quatro principais concelhos pertencentes à bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: INE, 2001) ............................................................................................................................ 15 Quadro 2.3 – Distribuição da população activa por sector de actividade e por concelho (%) (Fonte: INE, 2001) ......................................................................................................... 17 Quadro 2.4 – Cobertura em sistemas de saneamento de águas residuais nos principais concelhos da Bacia Hidrográfica do Rio Lis (Fonte: SIMLIS, 2009) .................................. 19 Quadro 3.1 – Características das águas residuais urbanas a tratar na ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002) ................................................................................................ 26 Quadro 3.2 – Características dos efluentes suinícolas brutos a tratar na ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002) ................................................................................................ 27 Quadro 3.3 – Cargas totais a tratar na ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002).............. 27 Quadro 3.4 – Características das águas residuais urbanas, dos efluentes suinícolas brutos e as cargas totais actualmente tratadas na ETAR Norte ............................................ 28 Quadro 3.5 – Padrões de tratamento adoptados no dimensionamento da ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002) ................................................................................................ 29 Quadro 4.1 – Locais de amostragem seleccionados no troço final do rio Lis ...................... 40 Quadro 4.2 – Estado do tempo e de marés no início e fim das campanhas de amostragem (Adaptado: Águas do Oeste, 2007) .................................................................. 43 Quadro 4.3 – Parâmetros de qualidade da água medidos in situ .......................................... 44 Quadro 4.4 – Parâmetros de qualidade da água determinados no laboratório interno da SIMLIS ............................................................................................................................... 44 Quadro 4.5 – Parâmetros de qualidade da água determinados no laboratório externo ........ 45 Quadro 4.6 – Média e desvio padrão associado, para o caudal e para os diferentes parâmetros indicadores da qualidade da água no rio Lis ...................................................... 49 Quadro 4.7 – Média e desvio padrão associado, para o caudal e para os diferentes parâmetros de qualidade à saída das ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria .................. 60 Quadro 5.1 – Principais características de alguns modelos de avaliação da qualidade da água ....................................................................................................................................... 70 Quadro 5.2 – Coeficiente de rugosidade de Manning para várias superfícies de canais abertos (Adaptado: Chapra, 1997) ........................................................................................ 80 Quadro 5.3 – Variáveis de estado do modelo QUAL2Kw (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008) ................................................................................................................................... 82


ÍNDICE DE QUADROS

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Quadro 5.4 – Parâmetros de calibração do modelo QUAL2Kw para o troço final do rio Lis (Adaptado: Vieira, 2007) ................................................................................................ 93 Quadro 5.5 – Raiz do erro quadrático médio entre os valores observados e os valores simulados ........................................................................................................................... 102


SIMBOLOGIA

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SIMBOLOGIA

Ac Área da secção transversal (m2)Ast,i Área superficial do trecho (m2)B Largura da linha de água (m)B0 Largura do fundo (m)cf Fluxo de carbono inorgânico nos sedimentos cnps,i,j Concentração da fonte difusa j no trecho i (mg/L)cps,i,j Concentração da fonte pontual j para o trecho i (mg/L)d Morte dn Desnitrificaçãods Dissoluçãoe ExcreçãoEp,i Dispersão longitudinal entre os trechos i e i + 1 (m2/s)g Aceleração da gravidade (9,81 m/s2)h HidróliseH Profundidade (m)H2,i Espessura da zona hiporreica (cm)k Constante cinética de decomposição de CBOC (d-1)k(T) Taxa de reacção (d-1)m Número de pares de valores previsto e observadon Coeficiente de rugosidade de Manningn Nitrificaçãon Número das iteraçõesn Número de variáveis de estadonpai Número total de extracções difusas do trecho inpsi Número total de fontes difusas que entram no trecho iox OxidaçãoOi,j Valores observadosP Perímetro molhado (m)p Fotossíntesepai Número total de extracções pontuais do trecho ipsi Número total de fontes pontuais que entram no trecho i Pi,j Valores previstosQ Caudal (m3/s)Qab,i Caudal total que sai do trecho devido às saídas pontuais e difusas (m3/d)


SIMBOLOGIA

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Qi Caudal de saída do trecho i para o trecho a jusante i+1 (m3/d)Qi-1 Caudal de entrada no trecho i proveniente do trecho a montante i-1 (m³/d)Qin,i Caudal total que entra no trecho devido às fontes pontuais e difusas (m3/d)Qnpa, i, j Caudal de extracção difuso j no trecho i (m3/d)Qnps,i,j Caudal da fonte difusa j que entra no trecho i (m3/d)Qpa,i,j Caudal de extracção pontual j no trecho i (m3/d)Qps,i,j Caudal da fonte pontual j que entra no trecho i (m3/d)r Respiraçãore Rearejamentorx Respiração/excreção S Inclinação do canal (m/m)S0 Inclinação do fundo (m/m)Si Ganhos e perdas do constituinte (g/m3/d ou mg/m3/d) ss1 e ss2 Inclinações laterais (m/m)S2,i Ganhos e perdas do constituinte na zona hiporreica devido a reacçõesSb,i Ganhos e perdas de biomassa das algas de fundo devido a reacções (g/D/m2/d)SbN,i Ganhos e perdas de azoto das algas de fundo devido a reacções (mgN/m2/d)SbP,i Ganhos e perdas de fósforo das algas de fundo devido a reacções (mgP/m2/d)s Sedimentaçãose Troca nos sedimentosT Temperatura (oC)tt,i Tempo de passagemUi Velocidade (m/s)Ui

* Velocidade de atrito (m/s)Vk Volume do trecho k (m3)V2,i Volume de água nos poros na zona hiporreica (m3)Wi Entrada externa do constituinte no trecho i (g/d ou mg/d)wi Factor de ponderaçãox Distância medida através da linha de água (m)X Massa do elemento X (g)Y Massa do elemento Y (mg)z(x) Profundidade ponto x (m)

Porosidade na zona hiporreicaθ Coeficiente da temperatura para a reacçãoτk Tempo de residência no trecho k (d)∆xk Comprimento do trecho k (m)

is ,φ


ABREVIATURAS

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ABREVIATURAS C CondutividadeCBO Carência Bioquímica de OxigénioCBOC Carência Bioquímica de Oxigénio CarbonáceaCBOu Carência Bioquímica de Oxigénio ÚltimaCF Coliformes FecaisCOS Carência de Oxigénio dos SedimentosCQO Carência Química de OxigénioCT Coliformes TotaisDQA Directiva Quadro da ÁguaEE Estação ElevatóriaEF Estreptococos FecaisEPA Environmental Proteccion AgencyETAR Estação de Tratamento de Águas ResiduaisETES Estação de Tratamento de Efluentes SuinícolasINE Instituto Nacional de EstatísticaISO International Organization for StandardizationMI Método InternoNH4

+ Azoto AmoniacalNO3

- NitratosNO2

- NitritosNP EN Norma PortuguesaNT Azoto TotalOD Oxigénio DissolvidoPBH Plano de Bacia HidrográficaPEAASAR Plano Estratégico de Abastecimento de Água e de Saneamento de Águas ResiduaisPT Fósforo TotalSIMLIS Saneamento Integrado dos Municípios do Lis, S.A.SIMRIA Saneamento Integrado dos Municípios da Ria, S.A.SST Sólidos Suspensos TotaisVLE Valor Limite de EmissãoVMA Valor Máximo AdmissívelVMR Valor Máximo RecomendadoWWTP Wastewater Treatment Plant


1 INTRODUÇÃO

Tiago de Jesus Ribeiro 1

1 INTRODUÇÃO

1.1 Enquadramento Nas últimas décadas o crescimento e desenvolvimento das áreas urbanas e industriais, resultou na degradação da qualidade da água de diversos rios, tendo como principais focos de poluição os efluentes domésticos, industriais e suinícolas e a poluição resultante do escoamento em áreas urbanas e campos agrícolas (Park e Lee, 2002). Vários estudos de carácter técnico-científico têm sido realizados ao longo dos anos na bacia hidrográfica do rio Lis, contribuindo para a avaliação do estado da qualidade da sua água em toda a sua extensão. Estes estudos permitiram comprovar a má qualidade da água do rio Lis e seus afluentes. Tendo sido identificadas no troço final do rio Lis elevadas concentrações de matéria orgânica, fósforo e contaminação fecal, bem como problemas de eutrofização associados a uma fraca capacidade de depuração do rio (PBH do rio Lis, 2001). Com a conclusão da construção do Sistema Multimunicipal de Saneamento do Lis, que culminou com a entrada em funcionamento da ETAR Norte, é de esperar, que o rio Lis passe a registar reduções significativas nas cargas orgânicas, nas cargas de nutrientes e na carga de microrganismos patogénicos. No entanto, a transferência da área de rejeição dos efluentes urbanos e suinícolas tratados ao longo do rio Lis, para um ponto de descarga próximo da foz, pode, potencialmente, alterar as condições ambientais da zona (SIMRIA, 2000). Face ao exposto, conclui-se que a ETAR Norte constitui uma peça fundamental no processo de despoluição da bacia hidrográfica do rio Lis. De facto, a sua entrada em funcionamento será determinante para a melhoria da qualidade da água deste rio, permitindo recuperar alguns dos usos tradicionais que lhe estão associados (Hidroprojecto, 2002).

1.2 Objectivos Atendendo a que as condições de funcionamento da ETAR previstas no projecto ainda não se verificam, o principal objectivo deste trabalho seria o de desenvolver um modelo de avaliação da qualidade da água do rio Lis, no troço compreendido pela secção de descarga da ETAR e a foz na Praia da Vieira, que fosse capaz de prever os impactos da descarga da ETAR Norte no meio receptor, no período de estiagem, uma vez que é neste período que se fazem sentir as maiores pressões ambientais (Alves e Bernardo, 2000). Os cenários de simulação que se consideraram relevantes no presente estudo, foram os correspondentes às situações identificadas no projecto da ETAR como “ano zero” e “ano


1 INTRODUÇÃO


horizonte de projecto”. A partir da interpretação dos resultados da simulação, pretendia-se, igualmente, identificar possíveis acções de mitigação da alteração da qualidade da água no troço estudado do rio Lis, caso se viessem a comprovar como necessárias, no sentido de salvaguardar os usos previstos da água na área em estudo. Particularmente, tendo em atenção a prática balnear que se verifica no período de Verão junto à foz do rio.

1.3 Organização da Dissertação A presente dissertação está estruturada em seis capítulos fundamentais. No presente capítulo é efectuado o enquadramento do trabalho e são definidos os objectivos. O segundo capítulo comporta uma caracterização geral da bacia hidrográfica do rio Lis, em termos de hidrografia, geologia, hidrogeologia, clima, ocupação do solo e unidades naturais. Também as actividades económicas, a qualidade dos meios hídricos, os riscos de acidentes de poluição e os usos do domínio hídrico são aí caracterizados, tendo como documento base o Plano de Bacia Hidrográfica do Rio Lis (2001). No terceiro capítulo é feita uma descrição da ETAR Norte, onde se realça a sua importância no contexto da despoluição da bacia hidrográfica do Lis, e se destacam as características dos efluentes a tratar e os objectivos a atingir a nível de tratamento. O quarto capítulo apresenta os resultados das análises realizadas à qualidade da água no troço final do rio Lis. Também aí é explicada a metodologia experimental utilizada nas campanhas de amostragem e feita uma crítica aos resultados obtidos. No quinto capítulo, para além de uma exposição do desenvolvimento histórico dos modelos de qualidade da água, é também descrito o modo de funcionamento e definidas as potencialidades do modelo de avaliação da qualidade da água QUAL2Kw. São também apresentados e analisados os resultados da modelação da qualidade da água no troço final do rio Lis. Por fim, no sexto capítulo são apresentadas as conclusões e feitas sugestões para trabalhos futuros.


2 CARACTERIZAÇÃO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO LIS


2. CARACTERIZAÇÃO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO LIS

2.1 Introdução Segundo Lencastre e Branco (1984), uma bacia hidrográfica pode ser definida como sendo uma área delimitada topograficamente, drenada por um curso de água ou por um sistema interligado de cursos de água em que os caudais efluentes sejam descarregados através de uma única saída. Na Figura 2.1 podemos observar a área da bacia hidrográfica do rio Lis.

Figura 2.1 – Bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: Costa et al., 2007). A bacia hidrográfica constitui, seguramente, a unidade espacial mais apropriada para a boa gestão dos recursos hídricos, Os recursos hídricos de uma região são um dos recursos naturais mais importantes e constituem um dos factores determinantes para o desenvolvimento económico, industrial e agrícola da mesma (Gaspar et al., 2006; Figueiredo, 2006). Uma correcta gestão dos recursos hídricos de uma bacia hidrográfica pressupõe uma afectação racional dos recursos hídricos disponíveis, visando maximizar o bem da colectividade que deles usufrui, satisfazendo as suas necessidades actuais sem comprometer a satisfação das necessidades das gerações futuras e evitando o conflito entre desenvolvimento e conservação ambiental (PBH do rio Lis, 2001).




Em Portugal, até meados dos anos 70, a gestão da água era encarada sectorialmente, tendo-se desenvolvido no país, vários planos de obras hidráulicas cujo principal objectivo era a inventariação das obras que deveriam ser executadas para o desenvolvimento de grandes sectores económicos, dos quais se destacavam os sectores agrícola e energético (PBH do rio Lis, 2001). Embora esses planos tenham sido elaborados dentro de um quadro de política de gestão da água distinto do actual que privilegiava, sobretudo, as obras hidráulicas em detrimento das preocupações ambientais, com a adesão de Portugal à União Europeia, em 1986, o país ficou obrigado a aplicar um conjunto de legislação em matéria de protecção da qualidade da água (PBH do rio Lis, 2001). Os Planos de Bacia Hidrográfica foram, sem dúvida um dos instrumentos para atingir estes objectivos pois constituem processos de ordenamento do território vocacionados para a gestão do mesmo com objectivos de um desenvolvimento sustentado, ou seja, um processo orientado para optimizar o aproveitamento dos recursos sem, no entanto, implicar a destruição dos recursos não renováveis nem dos valores naturais insubstituíveis (PBH do rio Lis, 2001).

2.2 Hidrografia A bacia hidrográfica do rio Lis situa-se na região centro de Portugal. É uma bacia costeira com uma área de aproximadamente 850 km2, que está confinada a Norte pela bacia do rio Mondego, a Este pela bacia do rio Tejo e a Sul pela bacia do rio Alcoa. Está delimitada entre as coordenadas 39º30’ e 40º00’ de latitude Norte e 8º35’ e 8º00’ de longitude Oeste (PBH do rio Lis, 2001). Com uma topografia pouco acidentada, em que 2/3 da bacia se encontram abaixo da cota 200 e cerca de 90% dos declives inferiores a 15%, a bacia do Lis forma uma unidade hidrológica com certa uniformidade morfológica cuja interrupção apenas se verifica nas zonas mais altas e declivosas da bacia na zona do Maciço Calcário Estremenho, onde é atingida a cota 562 em Pedra do Altar (PBH do rio Lis, 2001). A rede hidrográfica da bacia do Lis (Figura 2.2) pode dividir-se em três zonas distintas. A zona localizada mais a jusante, que vai da costa até às proximidades de Monte Redondo, caracteriza-se por uma fraca densidade de drenagem e pelo fraco declive longitudinal dos cursos de água. Por este motivo o escoamento faz-se com uma certa dificuldade e a drenagem da área é bastante incompleta, o que obrigou, à construção de uma série de infra-estruturas de defesa contra cheias (PBH do rio Lis, 2001).




Figura 2.2 – Rede hidrográfica da bacia do rio Lis (Fonte: PBH do rio Lis, 2001).

A zona central que cobre a maior parte da bacia desenvolve-se sobre arenitos, calcários margosos e margas. A densidade de drenagem é elevada, decorrente da maior dificuldade de infiltração das águas, motivando um escoamento de águas e de eventuais efluentes mais facilitado (PBH do rio Lis, 2001). A zona de montante corresponde ao percurso no Maciço Calcário Estremenho que, à custa da sua extrema permeabilidade em grande, apresenta uma drenagem essencialmente hipogeia através de galerias dando origem no seu rebordo a abundantes exsurgências de que as nascentes dos rios Lis e Lena são exemplos. Neste caso, quando existe contaminação das águas, verifica-se uma situação análoga à da zona anterior, pois estas não sofrem qualquer filtragem por areias ou outros sedimentos ao atravessarem interiormente os calcários (PBH do rio Lis, 2001). Em termos de regime, o rio Lis e os seus afluentes comportam-se como cursos de água do tipo torrencial, ou mais precisamente mediterrânico, em que registam forte variabilidade dos caudais ao longo do ano hidrológico (PBH do rio Lis, 2001). O rio Lis é o principal curso de água da bacia hidrográfica do Lis, nasce no lugar de Fontes (Figura 2.3), em exsurgências existentes no extremo Norte do Maciço Calcário Extremenho e percorre até à foz 39,5 km, com uma orientação geral Sul-Norte e com declives bastante fracos, nomeadamente para jusante de Leiria consoante a litologia dos terrenos que atravessa (Hidrovia, 1996).




Figura 2.3 – Nascente do rio Lis no lugar de Fontes (Fonte: SIMLIS, 2004).

Os principais afluentes do rio Lis são as ribeiras dos Milagres e da Caranguejeira, na margem direita e o rio Lena na margem esquerda. A sub-bacia do rio Lena abrange a grande parte dos concelhos de Batalha e Porto de Mós, e a ribeira dos Milagres encerra na sua sub-bacia uma densidade assinalável de suiniculturas (Jesus, 1996).

2.3 Geologia Do ponto de vista geológico, a área geográfica da bacia hidrográfica do rio Lis estende-se integralmente na Orla Mezocenozóica Ocidental. Grande parte da bacia é composta por argilas, areias e cascalhos do Terciário, calcários do Jurássico médio e calcários margosos e margas do Cretácico e do Jurássico, conforme se pode comprovar na Figura 2.4 (PBH do rio Lis, 2001).




Figura 2.4 – Carta geológica da bacia hidrográfica do rio Lis (Adaptado: PBH do rio Lis 2001).

Neste tipo de estudo, no entanto, a litologia afigura-se mais importante que a geologia. Os diferentes grupos litológicos (Quadro 2.1) apresentam graus distintos de permeabilidade e, consequentemente, diferentes capacidades hidrogeológicas, susceptíveis de condicionar o regime dos cursos de água e de intervir directamente na difusão de poluentes domésticos e industriais (Jesus, 1996). De salientar o comportamento dos calcários do Dogger extremamente permeáveis, a ponto de praticamente não existir escoamento superficial da água. O modo como a água os percorre interiormente, através de galerias mais ou menos irregulares, condiciona e dificulta o aprovisionamento de água nas áreas onde predominam os calcários (Jesus, 1996). Os calcários




margosos e as margas, pelo contrário, apresentam uma permeabilidade baixa ou nula (PBH do rio Lis, 2001). Nos vales da rede hidrográfica encontram-se aluviões e na orla costeira areias dunares, bastante permeáveis, permitindo no entanto, a existência de toalhas freáticas normalmente a pequena profundidade e facilmente exploráveis para captação de água (Jesus, 1996). Quadro 2.1 – Distribuição dos diferentes grupos litológicos na bacia do rio Lis (Fonte: Jesus,

1996).

Grupos litológicos % média

Areias dunares 6,3

Aluviões 5,6

Areias e arenitos terciários 44,8

Arenitos secundários 20,9

Calcários (Malm) 11,4

Calcários (Dogger) 8,1

Calcários margosos e margas 0,5

Argilas e calcários 2,4

2.4 Hidrogeologia Sob o ponto de vista hidrogeológico a área geográfica da bacia do Lis é caracterizada pela existência de diversos sistemas aquíferos (Figura 2.5), relacionados com formações calcárias e detríticas. A organização sequencial dos sedimentos e a tectónica, tiveram um papel importante na organização e distribuição dos sistemas aquíferos (PBH do rio Lis, 2001). A organização sequencial dos sedimentos individualiza, verticalmente, formações com comportamento hidrogeológico diverso, criando alternâncias, mais ou menos cíclicas, de aquíferos, aquitardos e aquiclusos. Formam-se, assim, sistemas aquíferos multicamada, com escoamentos por drenância intercamadas do sistema, de acordo com o potencial hidráulico local, genericamente descendente nas zonas de recarga e ascendente nas de descarga (PBH do rio Lis, 2001).




Figura 2.5 – Sistemas aquíferos da bacia hidrográfica do rio Lis (Adaptado: PBH do rio Lis 2001).

Algumas estruturas evaporíticas deram origem a vales tifónicos onde, por efeito da erosão dos sedimentos evaporíticos, se formaram importantes bacias de sedimentação de material detrítico com elevado potencial aquífero. Noutros casos, as estruturas evaporíticas formam sub-domínios aflorantes ou sub-aflorantes (Leiria, Monte Real). Estes terrenos têm produtividade muito baixa e são locais onde a água de circulação adquire forte mineralização, com formas aniónicas cloretadas e/ou sulfatadas, que contaminam a água das formações adjacentes. Este tipo de contaminação também é comum nas águas da base dos sedimentos que preenchem os vales tifónicos (PBH do rio Lis, 2001).




No que respeita à circulação da água subterrânea individualizam-se dois tipos de sistemas aquíferos: os cársicos e os porosos. Os primeiros, suportados por calcários e dolomitos, circunscritos por estruturas cársicas que se desenvolvem pela dissolução dos carbonatos, provocada pela própria água do escoamento do aquífero. A infiltração, quando a superfície se encontra carsificada, livre de cobertura sedimentar, é elevada, da ordem ou mesmo acima, de 50 a 60% da precipitação. Estes aquíferos têm, em regra, poder de auto-regulação limitado que é bem evidenciado pelas grandes variações de caudal das importantes nascentes por onde descarregam e pela amplitude da variação dos níveis da água entre a época das chuvas e a estação seca. A infiltração e o escoamento rápido pelas estruturas cársicas tornam estes aquíferos particularmente vulneráveis à poluição, com muito baixo poder autodepurador e com propagação rápida das contaminações (PBH do rio Lis, 2001). Os sistemas aquíferos porosos, suportados pelas formações detríticas mesozóicas e algumas terciárias, são multicamada. Entre os terrenos mesozóicos, sobressaem pela sua importância aquífera os Arenitos do Carrascal (Cretácico inferior). Já os terrenos representativos de outro grande episódio de espessa sedimentação detrítica na Bacia Lusitaniana, ocorrido no Jurássico superior, têm um comportamento global de aquífero pobre a muito pobre. Com efeito trata-se de uma alternância de arenitos argilosos e de argilas (PBH do rio Lis, 2001).

2.5 Caracterização Climática A caracterização climática de uma região implica o conhecimento de um conjunto de variáveis que se designam por elementos climáticos e definem as condições meteorológicas. A presente caracterização climática tem como principal objectivo proceder à descrição geral das condições meteorológicas que se fazem sentir na área da bacia hidrográfica do rio Lis (Hidroprojecto 2002). A bacia hidrográfica do Lis enquadra-se no clima mediterrânico, que se caracteriza por um diferencial moderado entre as temperaturas de Verão e de Inverno. O Verão coincide com o período de estiagem e a época das chuvas com o Inverno (Hidrovia, 1996). A temperatura apresenta uma média anual de 15 ºC, sendo os meses mais quentes, Julho e Agosto, com temperaturas médias de cerca de 20 ºC. Os meses de Janeiro e Dezembro são os que apresentam temperaturas médias mensais mais baixas de cerca de 9 ºC (Hidroprojecto, 2002). Em termos de quantidade de precipitação, o clima da bacia é, moderadamente chuvoso, ocorrendo os maiores valores médios anuais nas zonas montanhosas das cabeceiras da bacia e os menores na zona junto à costa. O regime pluviométrico na bacia é caracterizado por um




semestre chuvoso, que corresponde à estação fria, e um semestre seco que corresponde à estação quente, características típicas de um clima mediterrânico. A distribuição sazonal da precipitação é muito acentuada, concentrando-se no semestre húmido (Outubro - Março) cerca de 75% da precipitação. Em Janeiro e Julho são os meses em que se verifica uma maior e menor precipitação respectivamente (PBH do rio Lis, 2001; Hidroprojecto, 2002). A bacia do Lis evidencia uma predominância de ventos de Norte e Noroeste, principalmente durante os meses de Verão. A disposição do relevo, nomeadamente a orientação e a abertura dos vales do Lis e Lena, favorece a circulação dos ventos mareiros e a sua penetração a praticamente toda a área da bacia hidrográfica (Hidrovia, 1996; Jesus, 1996). A classificação térmica adaptada por Jesus (1996), segundo proposta apresentada por Daveau em 1985, refere que a bacia do rio Lis, pode ser dividida em três zonas com um comportamento próprio: junto à costa, onde os Verões são suaves e os Invernos tépidos; no fundo dos vales principais e no Maciço Calcário, onde os Verões são moderados e os Invernos frios, por efeito da acumulação de ar frio nas depressões e da altitude, e na restante área, onde os Verões e os Invernos são moderados.

2.6 Ocupação do Solo A bacia do Lis apresenta quatro grandes manchas, correspondendo cada uma a um determinado tipo de solo (Figura 2.6).

Figura 2.6 – Mapa de solos da bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: Jesus, 1996).




A maior mancha, localizada sobretudo a jusante de Leiria, cobre cerca de 40% da área da bacia e é composta por solos podzolizados. São solos pobres, por vezes muito ácidos e com uma fraca capacidade de retenção de água. Os cambissolos cobrem cerca de 28% da área da bacia e ocorrem sobretudo nas colinas gresoargilosas, a jusante dos calcários. São solos medianamente ricos, passíveis de uma ocupação agrícola intensiva se sujeitos a correcção (PBH do rio Lis, 2001). Os luvissolos cálcicos ocorrem na parte Sul da bacia, sobre os calcários do Maciço, e cobrem cerca de 20% da área desta. Apresentam uma boa capacidade de retenção de água e uma boa fertilidade, quando profundos. Infelizmente, a sua utilização generalizada para a agricultura é dificultada pela sua descontinuidade no espaço, própria das regiões calcárias, pois ocupam em geral pequenas depressões isoladas em vastas extensões rochosas (PBH do rio Lis, 2001). Finalmente, em cerca de 7% da área da bacia, nos vales da rede hidrográfica, surgem os aluviossolos que são solos profundos e férteis, próprios para uma prática agrícola intensa. Os restantes 5% da área da bacia dizem respeito a afloramentos rochosos (PBH do rio Lis, 2001). Ainda a nível da ocupação de solo, verifica-se que na área da bacia hidrográfica as áreas agrícolas e florestas, representam a maior percentagem de área ocupada, cerca de 79% na área Norte da bacia e 50% na área Sul (Figura 2.7).

Figura 2.7 – Tipos de Ocupação do Solo (%) na área Norte e na área do Sul do Plano (Fonte:

PBH do rio Lis, 2001). No que se refere à área Norte da bacia, os espaços florestais apresentam-se como maioritários, destacando-se as áreas de culturas anuais de sequeiro e prados permanentes, seguidas pelas áreas de regadio. Os espaços artificializados, constituídos essencialmente por tecidos urbanos, vias de comunicação e zonas industriais, assumem percentagens de ocupação superiores nesta

Área Sul do Plano

O utros47%

Sequeiro8%

Florestas42%

Territórios Artific.3%Regadio

0%

Área Norte do Plano

O utros14%

Territórios Artific.7%

Sequeiro9%

Florestas64%

Regadio6%

Área Norte do Plano




área da bacia (o que indicia maiores índices de utilização da água e consequentemente um aumento potencial da poluição hídrica). Nesta área da bacia, o rio deixa de correr por vales planos e largos, ainda sobre calcários margosos, margas e arenitos, passando a correr sobre areias e cascalhos numa planície aluvionar na parte mais a jusante próxima da foz. Dada a proximidade do litoral verifica-se um aumento da ocupação humana e consequente artificialização do ambiente assim como um acréscimo de actividades com maior dependência dos recursos hídricos (PBH do rio Lis, 2001). No que se refere à área Sul da bacia surgem também áreas pertencentes às ocupações agrícolas entre as quais se destacam as áreas de mosaico policultural e as áreas correspondentes a pomares. As formações arbustivas apresentam nesta área do plano uma ocupação considerável, ao contrário dos territórios artificializados que correspondem a uma percentagem muito reduzida da ocupação. Nesta área da bacia, apesar de não se verificarem fortes pressões do ponto de vista da existência dos tipos de ocupação que mais interagem com os recursos hídricos, salienta-se o facto de as formações calcárias induzirem a situações de forte vulnerabilidade face aos diversos tipos de poluição, pontual e difusa (PBH do rio Lis, 2001).

2.7 Definição de Unidades Naturais Segundo Jesus (1996), referenciando o estudo de Campar et al. de 1989, é possível definir na bacia hidrográfica do rio Lis quatro unidades paisagísticas (Figura 2.8).

Figura 2.8 – Unidades naturais da bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: Jesus, 1996).




As serras calcárias caracterizam-se, essencialmente, pela sua posição de saliência topográfica em relação à restante área da bacia. As condições hidrológicas dos calcários, em particular a sua forte permeabilidade, condicionam fortemente o desenvolvimento de vegetação e dificultam a delimitação do sector meridional da bacia, uma vez que esta é alimentada, a montante, por importantes exsurgências como as do rio Lena e da Fórnea (Jesus, 1996).

Figura 2.9 – Fórnea, situada no Parque natural das Serras de Aire e Candeeiros. As colinas gresosas constituem grande parte da paisagem física da bacia, são colinas arredondadas de pequena expressão topográfica que raramente ultrapassam os 200 metros de cota. Estas colinas servem principalmente de suporte a um intensa ocupação florestal e permitem uma importante actividade agrícola (Jesus, 1996). Os vales do Lis e do Lena são os elementos mais importantes da rede hidrográfica. As suas aluviões bastante férteis são muitas vezes utilizadas para uma agricultura de tipo intensivo. Foi ao longo destes vales largos e abertos que se instalaram importantes concentrações populacionais e algumas indústrias ao longo dos anos (Jesus, 1996). As areias dunares litorais apresentam uma ocupação essencialmente florestal. No seu conjunto definem uma topografia de colinas ordenadas, que podem chegar aos 50 metros de altura. Apresentam-se cobertas por pinheiros e acácias de modo a suster o avanço das areias dunares para o interior (Jesus, 1996).




2.8 Caracterização Sócio-Económica

2.8.1 Demografia

Em termos administrativos, a bacia hidrográfica do rio Lis engloba a totalidade dos concelhos de Batalha e Leiria, grande parte dos concelhos de Marinha Grande e Porto de Mós e uma pequena parte dos concelhos de Ourém e Pombal, estes dois últimos, considerados pouco relevantes para o presente estudo. Os concelhos que integram a bacia do Lis estão abrangidos pelas nomenclaturas de Unidades Territoriais NUTE II Centro e Lisboa e Vale do Tejo, e pelas NUTES III, Pinhal Litoral e Médio Tejo (PBH do rio Lis, 2001; Vieira, 2007). Os resultados dos Censos 2001, os mais recentes realizados até à data, evidenciam que a evolução da população na bacia do Lis tem registado, um comportamento semelhante ao do país, constituindo um exemplo típico do fenómeno de litoralização e concentração. A Região Centro apresenta um acréscimo de população na ordem dos 3,8% face aos valores apurados em 1991, estando, no entanto, abaixo do crescimento verificado no país, que rondou os 4,7% (INE, 2001). Fazendo uma análise demográfica aos principais concelhos da bacia hidrográfica do Lis, o concelho de Leiria aparece destacado em termos demográficos como podemos observar no Quadro 2.2, o que pode ser explicado pelo facto das actividades económicas estarem intimamente relacionadas com o comportamento populacional, no entanto, considera-se que toda a área abrangida pela bacia do rio Lis apresenta uma forte expansão demográfica com realce para o concelho da Batalha com um acréscimo de população residente na ordem dos 12,6% (INE, 2001).

Quadro 2.2 – População residente, densidade populacional e percentagem da população nos quatro principais concelhos pertencentes à bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: INE, 2001).

População População Densidade populacional Percentagem da população

1991 2001 2001 (hab/km2) 2001 (%)

Batalha 13 329 15 002 144,8 7,7%

Leiria 102 762 119 847 212,2 61,6%

Marinha Grande 33 543 35 571 188,0 18,3%

Porto de Mós 23 343 24 271 91,6 12,5%

Concelhos




Outra das principais conclusões que se pode retirar dos Censos 2001, é o envelhecimento da população da Região Centro entre 1991 e 2001, patente no incremento do índice de envelhecimento (relação entre a população idosa e a população jovem) de 87 para 130 (INE, 2001).

2.8.2 Actividades económicas

Segundo a análise sócio-económica constante do Anexo 2 do Plano de Bacia Hidrográfica do Rio Lis (2001), a distribuição da actividade económica pode ser feita por três sectores de actividade tradicionais:

• Primário, incluindo a agricultura e indústria extractiva; • Secundário, incluindo a produção industrial e agro-industrial; • Terciário, incluindo serviços.

Esta distribuição permite inferir sobre o tipo de sociedade e o seu modo de vida. Ao nível dos 3 sectores de actividade (Figura 2.10) o sector primário registou um forte decréscimo, passando de 8% em 1991 para 4% em 2001, o sector secundário teve um ligeiro decréscimo passando a percentagem de activos de 49% em 1991, para 46% em 2001 e o sector terciário registou um aumento de 7%, muito à custa da diminuição dos activos na agricultura (PBH do rio Lis, 2001).

Figura 2.10 – Gráficos com a distribuição da população por sectores de actividade em 1991 e

2001 na bacia hidrográfica do rio Lis (Fonte: PBH do rio Lis, 2001). A repartição da população segundo os sectores actividade, mostra que a evolução verificada na área da Bacia Hidrográfica do Lis segue o comportamento registado no País, com o aumento do sector terciário à custa de uma diminuição do sector primário (Jesus, 1996).

Sector I8%

Sector III43%

Sector II49%

Sector I4%

Sector III50%

Sector II46%

Ano 1991 Ano 2001




Analisando a distribuição da população activa pelos sectores de actividade (Quadro 2.3), ressalta o elevado peso do sector secundário na bacia do Lis que imprime uma marca forte em termos de relações de trabalho industrial. Identificando-se o eixo Marinha Grande, Batalha e Porto de Mós com percentagens de activos neste sector à volta dos 50%, com os consequentes impactos no meio hídrico que daí advêm (PBH do rio Lis, 2001). No sector primário verifica-se que ocorreu uma diminuição generalizada da população, em que os quatro principais concelhos apresentam percentagens de população activa neste sector inferiores a 7%. O sector terciário, que reflecte o número de activos nos serviços, registou um aumento generalizado nos quatro concelhos. Se em 1991 apenas Leiria apresentava uma percentagem de população superior a 40%, em 2001 este valor, é superado nos restantes concelhos. Tal facto estará relacionado com o aumento da dimensão dos centros urbanos e o desenvolvimento da actividade industrial (PBH do rio Lis, 2001).

Quadro 2.3 – Distribuição da população activa por sector de actividade e por concelho (%) (Fonte: INE, 2001).

1991 2001 1991 2001 1991 2001

Batalha 10,9 4,9 54,3 48,9 34,8 46,2

Leiria 6,2 3,1 46,3 41,4 47,6 55,6

Marinha Grande 0,9 0,7 63,2 56,5 35,9 42,7

Porto de Mós 10,9 5,2 56,5 52,6 32,6 42,1

ConcelhosSector Primário Sector TerciárioSector Secundário

2.9 Qualidade dos Meios Hídricos No nosso país, algumas linhas de água superficiais, são ainda hoje, receptoras de grandes cargas poluentes de origem doméstica e industrial. A massa de água que constitui a bacia hidrográfica do rio Lis encontra-se nessa situação. Segundo informações constantes do respectivo Plano de Bacia Hidrográfica, o rio Lis é conhecido pelo estado de degradação das suas águas, que assume maior gravidade no troço entre a cidade de Leiria e a foz, nas imediações de Praia da Vieira, no concelho de Marinha Grande (PBH do rio Lis, 2001). O crescimento demográfico associado ao desenvolvimento urbano e industrial contribuiu para acelerar esta degradação da qualidade da água da bacia hidrográfica do Lis. No entanto, o




Plano de Bacia Hidrográfica do Rio Lis (2001) refere, que o estado de qualidade do meio hídrico da bacia do rio Lis é influenciado por uma das principais actividades económicas da região, a suinicultura, a qual é responsável por aproximadamente 80% da contaminação total em matéria orgânica e compostos azotados e 95% da contaminação de fósforo. Para além das actividades pecuárias, outras causas de degradação dos recursos hídricos foram identificadas, nomeadamente as fontes pontuais de origem doméstica e industrial, bem como as fontes difusas resultantes da produção agrícola. Como é de esperar, a nível de efluentes de origem doméstica, os concelhos que mais contribuem para a degradação da qualidade da água são os mais populosos, nomeadamente Leiria, que representa cerca de dois terços da população da bacia e em menor grau, Batalha, Porto Mós e Marinha Grande (PBH do rio Lis, 2001). Com a base no inventário e caracterização das unidades industriais existentes na bacia apresentado no Anexo 6 do Plano de Bacia Hidrográfica do rio Lis (2001) relativo às utilizações e necessidades de água, os concelhos de Leiria e Marinha Grande são responsáveis por cerca de 95% da carga industrial afluente à bacia do Lis, restando 5% para os outros concelhos, dos quais Batalha se destaca com maior contribuição. Segundo o Plano de Bacia Hidrográfica do rio Lis (2001), em alguns locais da bacia do rio Lis o fenómeno da eutrofização pode vir a ser preocupante, essencialmente devido ao enriquecimento das linhas de água em nitratos e fosfatos, com particular incidência a partir do troço médio do rio Lis até à foz. A contribuição de azoto e fósforo está associada às áreas agrícolas, onde o solo é propício à contaminação difusa, nomeadamente nos sistemas intensivos de regadio no Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis.

2.10 Riscos de Acidentes de Poluição Os principais riscos de poluição para os recursos hídricos na bacia hidrográfica do Lis, prendem-se com a contaminação de captações, águas para uso balnear, águas para rega e águas de suporte da vida aquícola (PBH do rio Lis, 2001).

2.10.1 Riscos relacionados com a ocupação humana

A ocupação humana dá sempre lugar a vários tipos de contaminação. De acordo com o Plano de Bacia Hidrográfica do Rio Lis (2001), numa análise global da bacia, verifica-se que nos principais concelhos os níveis de drenagem e tratamento de efluentes ainda são baixos (Quadro 2.4). Pelo que, nos aglomerados que não são servidos por sistemas de saneamento básico o risco de poluição é elevado, e, não obstante existirem fossas sépticas, estas foram, muitas vezes deficientemente construídas, apresentam-se mal conservadas ou simplesmente




colocadas em locais pouco adequados constituindo especial preocupação nos maciços calcários, uma vez que o poder depurador dos materiais aí presentes é muito reduzido. De destacar ainda os riscos de poluição que resultam das escorrências superficiais, devido à lavagem de ruas, lavagem de viaturas e lixiviação de resíduos urbanos (PBH do rio Lis, 2001).

Quadro 2.4 – Cobertura em sistemas de saneamento de águas residuais nos principais concelhos da Bacia Hidrográfica do Rio Lis (Fonte: SIMLIS, 2009).

Município Cobertura (%)Batalha 60

Leiria 59Marinha Grande 78

Porto de Mós 41

Saneamento de Águas Residuais - Situação Actual (2009)

2.10.2 Riscos relacionados com actividades pecuárias

No sector da pecuária, o principal risco de poluição resulta do espalhamento no terreno dos efluentes (Figura 2.11) que poderão ser a causa de poluição difusa. A acumulação de efluentes em lagoas constitui também um risco de poluição acidental para os recursos hídricos da área em que se encontram. Este tipo de efluentes é caracterizado por elevadas concentrações de compostos orgânicos e inorgânicos e carga microbiológica (PBH do rio Lis, 2001).

Figura 2.11 – Espalhamento de efluentes suinícolas brutos no Vale do Lis.




Pela sua expressão, no contexto da bacia hidrográfica do Lis, e pela falta de uma solução concreta para o tratamento dos efluentes, as suiniculturas representam um risco potencial de poluição muito elevado, dada a grande concentração, em particular em torno da ribeira dos Milagres (Figura 2.12), bem conhecida não só ao nível local como nacional, pelos vários acidentes de poluição que tem registado (PBH do rio Lis, 2001).

Figura 2.12 – Localização das suiniculturas na bacia hidrográfica do Lis em cartografia à escala 1/25 000 (Fonte: SIMLIS, 2009).

2.10.3 Riscos relacionados com actividades agrícolas

Um dos riscos mais conhecidos resultantes desta actividade é a poluição difusa, resultante de deficientes práticas agrícolas e excessiva utilização de fertilizantes. Uma das consequências mais conhecidas deste tipo de contaminação é o aumento dos nitratos nas águas subterrâneas e superficiais. A aplicação de estrumes nos terrenos agrícolas contribui igualmente para o aumento de nitratos, resultante da nitrificação do azoto amoniacal, e de contaminação microbiológica (PBH do rio Lis, 2001).

Legenda:

Suinicultura




Relativamente às práticas de regadio, estas podem provocar o aumento generalizado da salinização dos solos, devido à sequência de ciclos de evapotranspiração. As áreas do Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis (Figura 2.13), são zonas onde a actividade agrícola é particularmente intensa, pelo que o risco de poluição difusa é elevado (PBH do rio Lis, 2001).

Figura 2.13 – Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis (Adaptado: PBH do rio Lis, 2001).

2.10.4 Riscos relacionados com actividades industriais

A bacia hidrográfica do rio Lis apresenta uma implantação pouco significativa de indústrias potencialmente produtoras de substâncias perigosas. A zona onde se verifica o maior risco de poluição hídrica situa-se na Marinha Grande, em cujo concelho está concentrado um grande




número de unidades industriais, algumas das quais de grande dimensão, essencialmente dos sectores do vidro e do revestimento de metais. Um outro sector associado a riscos de poluição hídrica é o da serragem, corte e acabamento de pedra no concelho de Porto de Mós, onde os riscos de poluição estão associados às águas de refrigeração das serras de corte e equipamentos de polir. Os restantes sectores industriais, na maioria das vezes, apresentam apenas uma ocorrência na bacia do Lis e localizam-se maioritariamente no concelho de Leiria (PBH do rio Lis, 2001). Para além dos sectores industriais referidos, são ainda potenciais produtores de substâncias perigosas, as oficinas de automóveis espalhadas, um pouco, por todos os concelhos abrangidos pela bacia do Lis (PBH do rio Lis, 2001).

2.11 Usos do Domínio Hídrico A identificação dos principais usos do domínio hídrico é essencial para uma correcta gestão da água, entendendo-se aqui como “usos”, todas as infra-estruturas e actividades que utilizam o recurso água, nomeadamente, as captações, os açudes e as utilizações recreativas (PBH do rio Lis, 2001). A principal utilização do rio Lis, prende-se com a utilização da água para rega, justificando-se assim a existência de diversas captações subterrâneas e açudes. Segundo a Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis, na área abrangida pelo Plano de Bacia Hidrográfica existem 56 captações e 19 açudes em funcionamento, sendo que, 5 destes encontram-se no troço principal do rio Lis. As utilizações recreativas têm hoje um papel pouco significativo na bacia do Lis pensa-se, em parte, devido à deficiente qualidade da água. Face ao leque de possíveis actividades recreativas praticadas no rio Lis, de salientar as praias fluviais e a pesca. Na bacia hidrográfica do rio Lis foram identificadas 2 praias fluviais usadas para fins balneares:

• Fontes na freguesia de Cortes; • Junto à foz do rio Lis, na Praia da Vieira (Figura 2.14).

Na área abrangida pelo Plano de Bacia Hidrográfica do rio Lis as actividades relacionadas com a pesca lúdica distribuem-se, essencialmente, em dois locais habitualmente utilizados para esta actividade:

• Na zona envolvente à ponte de Monte Real até ao açude das Salgadas, na freguesia de Monte Real, onde foi recentemente criada uma pista de pesca (Figura 2.15);

• Junto à foz do rio Lis, na Praia da Vieira.




Figura 2.14 – Foz do rio Lis usada para fins balneares.

Figura 2.15 – Pista de pesca Carreira–Monte Real (Fonte: Associação Amigos Pró-Lis, 2009). No que diz respeito a actividades náuticas na bacia hidrográfica do rio Lis, de destacar a Lagoa de Ervedeira como o local com mais potencial para serem praticadas estas actividades. Existe ainda na bacia, uma ocorrência termal, as Termas de Monte Real, localizadas na freguesia de Monte Real no concelho de Leiria, que foram recentemente remodeladas (PBH do rio Lis, 2001).


3 ESTUDO DE CASO - ETAR NORTE


3. ESTUDO DE CASO - ETAR NORTE

3.1 Caracterização da SIMLIS A empresa SIMLIS – Saneamento Integrado dos Municípios do Lis, S.A., foi constituída em Dezembro de 1999, tendo-lhe sido atribuída pelo Estado Português, a concessão da construção, exploração e gestão do Sistema Multimunicipal de Saneamento do Lis (Figura 3.1). São seus accionistas a empresa Águas de Portugal e os municípios da Batalha, Leiria, Marinha Grande, Ourém e Porto de Mós (SIMLIS, 2005). Os principais objectivos que presidiram à criação da SIMLIS foram a: • Construção de um sistema integrado de recolha e tratamento de águas residuais; • Contribuição para a resolução da poluição industrial, agro-industrial e das suiniculturas; • Contribuição para a melhoria dos ecossistemas naturais; • Melhoria da qualidade de vida das populações.

Figura 3.1 – Sistema multimunicipal de saneamento do Lis (Fonte: SIMLIS, 2005).




A SIMLIS abrange uma área com mais de 1 200 km2, servindo 220 mil habitantes (370 mil habitantes equivalentes). No final de 2008, o Sistema Multimunicipal de Saneamento do Lis, dotou a região com 9 Estações de Tratamento de Águas Residuais, 26 Estações Elevatórias e 339 quilómetros de Emissário. Do conjunto de infra-estruturas construídas pela SIMLIS, de destacar pela sua importância estratégica para o projecto de despoluição da bacia hidrográfica do rio Lis, a ETAR Norte (Figura 3.2), uma das mais importantes infra-estruturas no domínio da engenharia sanitária até hoje construídas no país (SIMLIS, 2005).

Figura 3.2 - Imagem 3D dos principais órgãos de tratamento da ETAR Norte (Fonte: SIMLIS, 2002).

Esta infra-estrutura foi dimensionada para, no ano horizonte de projecto (2024), promover o tratamento terciário, das águas residuais de cerca de 220 000 habitante equivalentes, provenientes dos concelhos Batalha, Leiria, Marinha Grande e Porto de Mós e ainda os efluentes brutos gerados por cerca de 20 000 suínos (SIMLIS, 2005). A ETAR Norte tem uma área de implantação da ordem de 6 ha, situa-se no Distrito de Leiria, Concelho de Leiria, Freguesia de Coimbrão, na margem direita do rio Lis, entre as localidades de Passagem e Coimbrão e próximo do limite do concelho de Marinha Grande (Hidroprojecto, 2002).




3.2 Águas Residuais a Tratar

3.2.1 Águas residuais urbanas

De acordo com a memória descritiva e justificativa do projecto, a ETAR Norte receberá águas residuais urbanas, com as características apresentadas no Quadro 3.1.

Quadro 3.1 – Características das águas residuais urbanas a tratar na ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002).

2004 2024

População servida 127 924 156 701

Caudal médio (m3/dia) 30 201 37 997

Carga CBO5 (habitante-equivalentes) 188 079 220 685

Carga CBO5 (kg/dia) 11 285 13 241

Carga CQO (kg/dia) 27 560 31 875

Carga SST (kg/dia) 13 150 15 855

Carga azoto total (kg N/dia) 3 690 4 082

Carga fósforo total (kg P/dia) 640 703

Ano

3.2.2 Efluentes suinícolas

A ETAR Norte receberá também efluentes suinícolas brutos transportados através de camiões auto-tanque, após remoção de sólidos grossos nas explorações de origem. As características dos efluentes suinícolas são apresentadas no Quadro 3.2.




Quadro 3.2 – Características dos efluentes suinícolas brutos a tratar na ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002).

Nº de animais 19 890

Caudal médio (m3/dia) 280

Carga CBO5 (kg/dia) 1 680

Carga CQO (kg/dia) 4 760

Carga SST (kg/dia) 4 200

Carga azoto total (kg N/dia) 560

Carga fósforo total (kg P/dia) 280

3.2.3 Cargas totais

Assim as cargas totais afluentes à ETAR Norte (incluindo os efluentes suinícolas) são apresentadas no Quadro 3.3.

Quadro 3.3 – Cargas totais a tratar na ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002).

2004 2024

Carga CBO5 (habitante-equivalentes) 216 079 248 685

Carga CBO5 (kg/dia) 12 965 14 921

Carga CQO (kg/dia) 32 320 36 635

Carga SST (kg/dia) 17 350 20 055

Carga azoto total (kg N/dia) 4 250 4 642

Carga fósforo total (kg P/dia) 920 983

Ano




3.2.4 Situação actual

A ETAR Norte entrou em funcionamento em Janeiro de 2008 e começou a receber efluentes suinícolas brutos em Março de 2009. Actualmente, os atrasos na construção das redes de drenagem de águas residuais “em baixa” e do projecto global de tratamento de efluentes de suinicultura, fazem com que a ETAR esteja longe de receber as cargas e os caudais para os quais foi dimensionada. No Quadro 3.4 podemos observar os caudais e cargas actualmente recebidas na ETAR Norte. Quadro 3.4 – Características das águas residuais urbanas, dos efluentes suinícolas brutos e das

cargas totais actualmente tratadas na ETAR Norte.

Águas residuais urbanas

Efluentes suinícolas brutos Cargas totais

Caudal médio (m3/dia) 16 847 59 -

Carga CBO5 (kg/dia) 4 459 746 5 205

Carga CQO (kg/dia) 10 131 2 385 12 516

Carga SST (kg/dia) 3 723 944 4 667

Carga azoto total (kg N/dia) 1 348 241 1 589

Carga fósforo total (kg P/dia) 187 38 226

3.2.5 Qualidade do efluente tratado

O efluente tratado da ETAR Norte é descarregado no troço final do rio Lis, que atravessa o Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis, entre as Freguesias de Coimbrão e Vieira de Leiria, a cerca de 4 km da foz (Figura 3.3).




Figura 3.3 – Implementação do emissário final da ETAR Norte em cartografia à escala 1/25 000 (Fonte: SIMLIS, 2009).

Os objectivos de qualidade propostos para o efluente tratado da ETAR Norte, tiveram em conta a qualidade das águas superficiais face aos usos do rio Lis (de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto), ao quadro normativo que regulamenta a descarga das águas residuais urbanas (Decreto-Lei n.º 152/97, de 19 de Junho) e a possível reutilização do efluente tratado para rega nos campos do Lis (Hidroprojecto, 2002). Os padrões de tratamento adoptados no dimensionamento da ETAR são apresentados no quadro seguinte. Quadro 3.5 – Padrões de tratamento adoptados no dimensionamento da ETAR Norte (Fonte:

Hidroprojecto, 2002).

Parâmetro Padrão Âmbito

CBO5 < 25 mg/l Decreto-Lei n.º 152/97 de 19 de Junho

CQO <125 mg/l Decreto-Lei n.º 152/97 de 19 de Junho

SST < 35 mg/l Decreto-Lei n.º 152/97 de 19 de Junho

Fósforo total ≥ 80% remoçãoDecreto-Lei n.º 152/97 de 19 de Junho, considerando que o rio Lis a jusante da descarga será classificado como zona sensível sujeita a eutrofização




Quadro 3.5 – Padrões de tratamento adoptados no dimensionamento da ETAR Norte (Fonte: Hidroprojecto, 2002) (cont.).

Parâmetro Padrão Âmbito

Coliformes fecais < 2 000 /100 ml Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto no que respeita à qualidade das águas balneares

Coliformes totais < 10 000 /100 ml Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto no que respeita à qualidade das águas balneares

3.3 Linha de Tratamento da ETAR Norte De acordo com os principais problemas de qualidade da água identificados no troço final do rio Lis, definiu-se que o esquema de tratamento a adoptar na ETAR Norte deveria reflectir as seguintes preocupações (Hidroprojecto, 2002):

• Remoção da matéria orgânica, com eficiências de tratamento que assegurem concentrações em matéria orgânica inferiores ao limite máximo de descarga estabelecido pelo quadro normativo nacional;

• Remoção de fósforo, uma vez que segundo o Plano de Bacia Hidrográfica do Rio Lis (2001), este é o nutriente limitante e pretendendo-se desta forma minimizar os problemas de eutrofização;

• Desinfecção no período de Maio a Setembro, tendo em vista a eliminação da contaminação fecal e o uso da água para fins balneares. A inclusão da desinfecção na linha de tratamento é justificada pela importância balnear da praia da Vieira de Leiria que, dada a proximidade à foz do rio Lis, parece ser afectada pela qualidade da água do mesmo.

Assim, para dar cumprimento a estes requisitos, a solução de tratamento da ETAR Norte (Figuras 3.4 e 3.5), inclui a sequência de operações e processos que a seguir se descrevem (SIMLIS, 2008).

3.3.1 Tratamento da fase líquida

• Obra de entrada de efluentes domésticos: O efluente doméstico chega à ETAR por conduta elevatória, onde, após medição de caudal, é submetido a gradagem, seguindo para os tanques de desarenamento/desengorduramento equipados com pontes raspadoras de superfície e concentrador de gorduras. No fundo dos tanques é feita a extracção de




areias através de bombagem que as eleva para o classificador de areias, onde são separadas do líquido e depositadas em contentor.

• Obra de entrada de efluentes suinícolas brutos: O efluente suinícola bruto que chega à

ETAR é submetido a tamisagem/desarenamento através de um equipamento compacto para separação de gradados e areias, onde, após medição de caudal é elevado para o tanque de lamas espessadas, seguindo para a digestão anaeróbia de lamas.

• Decantadores primários: No repartidor de caudais dos decantadores primários é feito o

seccionamento para os decantadores primários equipados com pontes raspadoras de fundo e superfície. As lamas primárias são extraídas e encaminhadas, através de bombagem, para o tanque de homogeneização de lamas. O efluente segue para a fase biológica do tratamento.

• Reactores biológicos: O tratamento secundário inicia-se nos reactores biológicos, onde o

efluente chega através do repartidor de caudais que permite o seccionamento e separação em três linhas independentes. Cada um dos reactores biológicos é constituído por uma zona anóxica e zona de arejamento com oxigenação por difusores de membrana. O arejamento é garantido por sopradores de ar. Em cada um dos reactores biológicos estão ainda instalados agitadores submersíveis que garantem a circulação do efluente (6 na zona anóxica e 2 na zona arejada).

AfluenteAfluente

Pré-tratamento

Tratamento Primário

Tratamento Secundário

Rio Lis

U.V. s Filtros de Areia

By-pass

E.E

Reactor Biológico

Dec. 1º

Dec. 1º

Dec. 1º

Dec. 2º

Dec. 2º

Dec. 2º

Tratamento Terciário

Figura 3.4 – Esquema de tratamento da fase líquida da ETAR Norte (Fonte: SIMLIS, 2002).




• Precipitação do fósforo: A remoção biológica de fósforo poderá ser complementada com precipitação química, através da injecção de cloreto férrico (FeCl3) no repartidor de caudais dos decantadores secundários.

• Decantadores secundários: Após o arejamento nos reactores biológicos, o efluente passa

para a decantação secundária. No repartidor de caudais dos decantadores secundários é feito o seccionamento para os decantadores secundários equipados com pontes raspadoras de fundo e superfície. As lamas biológicas são encaminhadas para a galeria de bombagem de lamas onde seguem, ou para a recirculação nos reactores biológicos, ou, quando se trate de lamas em excesso, para o tanque de homogeneização de lamas. O efluente clarificado segue por bombagem para o tratamento terciário.

• Filtros rápidos de areia: Antes de seguir para a desinfecção por radicação ultravioleta, o

efluente passa por filtros de areia, onde são retidas as pequenas partículas. Os filtros de areia são dotados de um sistema de lavagem em contracorrente, que ocorre em cada ciclo de colmatação dos filtros. A lavagem destes é feita com efluente tratado, armazenado numa cisterna para o efeito, e injecção de ar.

• Desinfecção por ultra-violetas: O efluente é então conduzido até à desinfecção por

radiação ultravioleta, reduzindo assim a contaminação microbiológica. • Reutilização e rejeição do efluente tratado: Depois de passar nas várias fases de

tratamento, parte do efluente tratado é reutilizado na ETAR, para a lavagem dos filtros de areia, para rega e água de serviço, o restante segue para o emissário final com um de dois destinos, aproveitamento para rega dos campos agrícolas do Vale do Lis ou para a descarga no rio Lis.

3.3.2 Tratamento da fase sólida

• Espessamento de lamas: As lamas activadas/primárias, provenientes do fundo dos decantadores primários e as lamas biológicas, provenientes do fundo dos decantadores secundários, são reunidas no tanque de homogeneização de lamas, após o que são encaminhadas para os espessadores gravíticos de lamas dotado de uma ponte raspadora de fundo para concentração das mesmas.

• Edifício de espessamento: Após as lamas passarem por um processo de concentração, são

extraídas e reunidas no tanque de lamas espessadas para seguirem para a digestão anaeróbia. No tanque de lamas espessadas, são também reunidas as gorduras, extraídas no pré-tratamento e o efluente suinícola bruto proveniente da unidade de pré-tratamento




suinícola. Nesta fase do tratamento está incluída, caso se manifeste necessário a adição de cal apagada para correcção do pH das lamas encaminhadas para digestão.

Homogeneização de Lamas

Lamas Primárias

Lamas Secundárias

Espessamento gravíticode Lamas

Lamas espessadas

Efluentes Suinícolas

Digestão de LamasLamas DigeridasDesidratação

Armazenamento

Figura 3.5 – Esquema de tratamento da fase sólida da ETAR Norte (Fonte: SIMLIS, 2002). • Digestão anaeróbia de lamas: No processo de digestão anaeróbia, as lamas são mantidas a

uma temperatura ideal, entre 35º e 37ºC, dando-se a produção de biogás, que é encaminhado para os gasómetros. A agitação das lamas no interior dos digestores anaeróbios é garantida por injecção de biogás. As lamas são recirculadas e aquecidas através de permutadores de calor. No fim do processo de digestão, as lamas são encaminhadas por bombagem para o silo de lamas digeridas.

• Silo de lamas digeridas: Após a digestão anaeróbia, as lamas são conduzidas para o silo

de lamas digeridas, onde é ainda produzido e aproveitado o biogás. As lamas seguem depois para a desidratação em centrífugas e o biogás é encaminhado para os gasómetros.

• Desidratação de lamas: As lamas produzidas na ETAR e digeridas por processo

anaeróbio, com produção e aproveitamento de biogás, são encaminhadas para a desidratação, através de centrífugas.

• Armazenamento de lamas desidratadas: As lamas desidratadas são conduzidas por

bombagem para o silo de lamas desidratadas ou para o parque de lamas coberto, onde são distribuídas no solo por tapetes transportadores.




• Destino final das lamas: As lamas armazenadas são recolhidas e transportadas para compostagem, a fim de serem valorizadas e posteriormente encaminhadas para a agricultura.

3.3.3 Tratamento da fase gasosa

• Gasómetros: O biogás produzido nos digestores anaeróbios e no silo de lamas digeridas é conduzido para armazenamento nos gasómetros. Estes são dotados de membrana dupla, sendo a membrana interior a que armazena o biogás e a exterior a que mantém a forma e, sendo permanentemente ventilada, evita a eventual acumulação de metano por deficiência de estanquicidade da primeira.

• Cogeração: O biogás produzido nos digestores anaeróbios e no silo de lamas digeridas é

armazenado nos gasómetros, sendo depois consumido pelos motogeradores para produção de energia eléctrica que é injectada na rede pública da EDP. A energia térmica produzida pelos motogeradores é utilizada no aquecimento das lamas, de água quente sanitária e do edifício de exploração da ETAR. Em caso de falha de energia eléctrica da rede pública, os grupos motogeradores passam a funcionar como grupos geradores de emergência, garantindo o funcionamento autónomo da instalação, em modo de emergência. Os grupos motogeradores podem também, em caso de necessidade, ser alimentados a gás natural.


4 CARACTERIZAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA NO TROÇO FINAL DO RIO LIS


4. CARACTERIZAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA NO TROÇO FINAL DO RIO LIS

4.1 Introdução Sendo os recursos hídricos um bem precioso, o seu estudo deve ser feito, analisando não apenas a sua quantidade, mas também a sua qualidade. A qualidade da água depende de um conjunto de factores e circunstâncias, designadamente o clima, o caudal, a época do ano e as fontes de contaminação (PBH do rio Lis, 2001). Segundo o Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, a qualidade da água é definida por um conjunto de valores de parâmetros físicos, químicos, biológicos e microbiológicos da água, que permite avaliar a sua adequação para determinados usos directos ou potenciais. Mais recentemente com a Directiva Quadro da Água (transposta para o direito português através da Lei da Água, Lei n.º 58/2005 de 29 de Dezembro), a qualidade da água é entendida, quer no que se refere aos seus usos para fins antropogénicos, quer como ecossistema aquático que importa preservar com boa qualidade. Para o presente estudo, seleccionaram-se 15 parâmetros indicadores da qualidade da água considerados relevantes para uma correcta avaliação do seu estado e definiu-se uma metodologia experimental para a realização de 6 campanhas de amostragem, que decorreram nos meses de Julho e Agosto de 2009, de modo a obter os dados que permitissem caracterizar a qualidade da água no troço final do rio Lis.

4.2 Avaliação da Qualidade da Água

4.2.1 Caudal

A análise da qualidade da água de um rio não pode ser realizada sem ter em conta o seu regime de escoamento e em particular o caudal que ocorre no instante da colheita das amostras. O valor de caudal é fundamental na modelação matemática da qualidade da água, quer directamente quer através das estimativas das cargas poluentes afluentes às linhas de água. A análise da relação da concentração em função do caudal pode fornecer importantes indicações sobre se a origem da contaminação é, fundamentalmente, pontual ou difusa (PBH do rio Lis, 2001).




4.2.2 Parâmetros de qualidade da água

O grau de poluição da água pode ser quantificado através de características físicas, químicas e biológicas dos contaminantes existentes na água. Na prática, estas características podem ser traduzidas na forma de parâmetros de qualidade da água (físicos, químicos, biológicos e microbiológicos) (Vieira, 2007).

4.2.2.1 Parâmetros físicos

Algumas das mais importantes propriedades físicas da água são a temperatura, a condutividade e os sólidos totais. A temperatura da água, apesar de não ser um parâmetro muitas vezes indicativo de poluição, é um parâmetro de extrema importância devido ao seu efeito nas reacções químicas, nas taxas de reacção, na adequação da água para os diversos usos e na vida aquática, sendo que, um aumento da sua temperatura pode levar a uma alteração nas espécies de peixes existentes numa linha de água. O aumento da temperatura, conjugada com a diminuição da quantidade de oxigénio presente na água, pode em muitos casos provocar uma diminuição grave das concentrações de oxigénio dissolvido nos meses de Verão (Metcalf e Eddy, 2003). A condutividade eléctrica da água é a capacidade de uma solução para conduzir uma corrente eléctrica. Uma vez que corrente eléctrica é transportada por iões na solução, a condutividade aumenta com o aumento da concentração de iões. Presentemente, a condutividade é um dos parâmetros mais importantes para determinar a adequação da água para rega, uma vez que, devido à sua elevada sensibilidade e fácil medição é o método mais comum para determinar a salinidade (Metcalf e Eddy, 2003; Standard Methods, 2005). A análise dos sólidos totais é de extrema importância para a compreensão dos fenómenos da qualidade da água, dado que os sólidos constituem frequentemente elementos de transporte de vários contaminantes, como nutrientes e contaminantes microbiológicos. Os sólidos podem dar-nos indicações acerca da turvação e da ocorrência de fenómenos de erosão ao longo de uma linha de água. De entre os sólidos totais, os sólidos suspensos totais (SST) são aqueles que pela sua descarga através dos caudais das ETAR e pela contribuição de fenómenos de erosão do solo, maior impacto têm nos meios receptores aquáticos. Elevadas quantidades de SST podem levar ao desenvolvimento de depósitos de lamas nas linhas de água, criando condições anaeróbias no ambiente aquático. A existência de elevadas concentrações de SST nas linhas de água, prejudica ainda os seus usos recreacionais, quer por não serem apelativas para práticas balneares, quer por poderem provocar abrasão nas guelras dos peixes (PBH do rio Lis, 2001; Lisboa, 2006; Metcalf e Eddy, 2003; Standard Methods, 2005).




4.2.2.2 pH

A medição do pH é um dos mais importantes e frequentes testes utilizados para avaliar a qualidade da água. O pH é definido como o logaritmo negativo da concentração de iões de hidrogénio. O intervalo de pH adequado para a existência de grande parte dos ecossistemas é relativamente restrito, pelo que, em águas naturais os valores de pH variam normalmente entre 4 e 9 (Standard Methods, 2005). Valores elevados de pH, podem resultar da produção do ião OH– provocado pelo consumo de CO2 por colónias de algas, durante o processo de eutrofização dos ecossistemas, ou da descarga de efluentes provenientes de fontes poluidoras (Standard Methods, 2005).

4.2.2.3 Matéria orgânica

Nas águas superficiais, grande parte da matéria orgânica é de origem doméstica, sendo constituída maioritariamente por proteínas, hidratos de carbono e gorduras. A matéria orgânica é quantificada em termos de CBO (Carência Bioquímica de Oxigénio), CQO (Carência Química de Oxigénio) e COT (Carbono Orgânico Total). Se descarregada, sem tratamento, nas linhas de água a sua estabilização biológica pode levar ao esgotamento dos recursos naturais de oxigénio e ao desenvolvimento de condições anaeróbias (Metcalf e Eddy, 2003). Nas águas superficiais, o parâmetro de poluição orgânica mais amplamente utilizado é a CBO5. Esta determinação envolve a quantificação do oxigénio dissolvido consumido pelos microrganismos na oxidação bioquímica da matéria orgânica. A determinação da CBO, permite-nos saber a quantidade aproximada de oxigénio que será necessária para estabilizar biologicamente a matéria orgânica (Metcalf e Eddy, 2003). A CQO é um parâmetro que mede o equivalente em oxigénio à matéria orgânica presente na massa de água oxidada por via química, fornecendo uma boa estimativa do conteúdo total de matéria orgânica presente na água (Metcalf e Eddy, 2003). A introdução de matéria orgânica nas linhas de água provoca a degradação de resíduos animais e vegetais em compostos mais simples por acção de bactérias, habitualmente em regime aeróbio, com consequente consumo de oxigénio. Os organismos envolvidos nas reacções de degradação consomem a matéria orgânica e também o oxigénio, originando dióxido de carbono, água e outros compostos oxidados (Vieira, 2007). O oxigénio dissolvido (OD) é necessário para a respiração de microrganismos e outras formas de vida aeróbias. Os níveis de oxigénio dissolvido tendem a ser mais críticos nos meses de Verão, uma vez que a taxa das reacções bioquímicas que consomem oxigénio aumenta com o aumento da temperatura da água (Metcalf e Eddy, 2003).




O decréscimo de oxigénio dissolvido depende, principalmente, da quantidade de matéria orgânica biodegradável descarregada, do caudal, da velocidade e da turbulência do sistema onde foi efectuada a descarga, dos níveis de oxigénio dissolvido no efluente e do sistema aquático e da temperatura da água (Vieira, 2007). Uma vez que, o oxigénio dissolvido serve de barómetro à saúde ecológica de uma linha de água, os impactos das baixas concentrações de oxigénio dissolvido podem observar-se através de alterações nos ecossistemas, na mortandade de peixes e maus cheiros (Kannel et al., 2007).

4.2.2.4 Nutrientes

O azoto e o fósforo são nutrientes essenciais, no entanto, quando descarregados nas linhas de água podem levar ao crescimento de vida aquática indesejável levando a fenómenos de eutrofização (Metcalf e Eddy, 2003). O azoto é um nutriente essencial para o crescimento de microrganismos, plantas e animais. O azoto pode existir na água sob a forma dissolvida ou particulada. O azoto dissolvido é constituído por compostos inorgânicos, nomeadamente o azoto amoniacal (NH4

+), o nitrato (NO3

-) e, em menores quantidade, o nitrito (NO2-). O azoto particulado é sobretudo composto

por azoto orgânico. Designa-se azoto total à soma de todas estas formas de azoto (Metcalf e Eddy, 2003; PBH do rio Lis, 2001). Uma das principais fontes de poluição responsável pelo aumento dos compostos de azoto nas massas de água, são as escorrências dos solos excessivamente fertilizados (Hidroprojecto, 2002). O azoto amoniacal, seja na forma iónica (ião amónio, NH4

+) ou na forma não ionizada (amoníaco, NH3), traduz a origem orgânica da poluição nas massas de água, podendo ser proveniente das águas residuais domésticas ou de poluição de origem animal, na certeza porém que em concentração elevada o azoto amoniacal pode ter um efeito tóxico nos organismos aquáticos, particularmente, se estiver na forma de amoníaco. Os nitratos (NO3

-) podem ser encontrados nas águas superficiais e subterrâneas, são um nutriente essencial para as plantas, no entanto, em concentrações excessivas podem ser tóxicos. No que se refere ao nitrito (NO2

-), trata-se de um parâmetro que corresponde a um produto intermédio na oxidação do azoto amoniacal a nitrato, não constituindo um nutriente preferencial para o fitoplâncton, o nitrito é altamente tóxico para algumas espécies piscícolas (PBH do rio Lis, 2001).




O fósforo é também um nutriente essencial para o crescimento de algas e outros microrganismos. Presentemente, devido à proliferação de algas nocivas nas massas de água, existe um forte interesse em controlar a quantidade dos compostos de fósforo que são descarregados nas linhas de água, provenientes de efluentes domésticos e industriais e do escoamento superficial (Metcalf e Eddy, 2003). O fósforo total resulta da soma das formas particuladas de fósforo, onde se incluem compostos orgânicos e inôrganicos, com o fósforo dissolvido, composto sobretudo por ortofosfatos e ainda por polifosfatos e por compostos orgânicos dissolvidos. O fósforo orgânico é a forma de fósforo maioritariamente presente em efluentes domésticos e explorações de animais. O fósforo dissolvido é utilizado pelas plantas, representando cerca de 15% do fósforo total que se encontra nos solos (PBH do rio Lis, 2001; Vieira, 2007).

4.2.2.5 Parâmetros microbiológicos

As características biológicas de uma água são fundamentais, quer no controlo de doenças originadas por microrganismos patogénicos, quer pelo importante papel desempenhado pelos microrganismos na decomposição e estabilização da matéria orgânica (Metcalf e Eddy, 2003). Devido ao elevado número de microrganismos potencialmente presentes numa água poluída, torna-se extremamente difícil isolá-los e identificá-los. Microrganismos normalmente presentes em maior número e que mais facilmente são determinados, são comummente usados como indicadores da contaminação biológica (Metcalf e Eddy, 2003). O intestino humano contém uma elevada população de bactérias coliformes, registando-se que cada pessoa expele 100 a 400 biliões de bactérias coliformes por dia, juntamente com outros tipos de bactérias. Assim, a presença de bactérias coliformes em amostras ambientais, é tida em conta como um bom indicador da possibilidade de existência de coliformes fecais, potenciais transmissores de doenças por via hídrica. A ausência de bactérias coliformes é tomada como um indicador de que a água está isenta de microrganismos patogénicos. Alguns dos principais microrganismos usados como indicadores de contaminação fecal são os coliformes totais, coliformes fecais e estreptococos fecais (Metcalf e Eddy, 2003). A determinação dos coliformes totais e fecais é historicamente usada para avaliar a presença de microrganismos (ex: Escherichia coli) provenientes das fezes de animais de sangue quente. Os estreptococos fecais são utilizados em conjunto com os coliformes fecais para determinar a origem da contaminação fecal (humana ou animal) (Metcalf e Eddy, 2003).




4.3 Metodologia Experimental Neste ponto descreve-se a metodologia experimental utilizada para monitorizar a qualidade da água no troço final do rio Lis e das fontes de contaminação que lhe estão subjacentes, nos meses de Julho e Agosto de 2009. Apresentam-se as características dos locais de amostragem seleccionados, os procedimentos de amostragem adoptados e os parâmetros de qualidade da água escolhidos.

4.3.1 Características dos locais de amostragem

À selecção dos locais de amostragem presidiu o objectivo de atender à sua representatividade em face das características do troço que se pretende estudar, de abranger a contribuição de todas as fontes pontuais de poluição conhecidas e origens de caudais afluentes ao rio existentes na área em estudo, e de garantir a acessibilidade aos locais tendo em conta os taludes inclinados, a vegetação densa e os meios disponíveis. Sendo assim, estabeleceu-se uma rede de amostragem composta por 6 estações, 4 ao longo do troço do rio Lis em estudo e 2 nos locais de descarga para o rio da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria. Na Quadro 4.1, apresenta-se a distância à foz, as coordenadas e a altitude dos locais de amostragem .

Quadro 4.1 – Locais de amostragem seleccionados no troço final do rio Lis.

Distância à foz Latitude* Longitude* Altitude

(km) (N) (O) (m)

Açude das Salgadas 1 rio Lis 10,25 39°51'43.85" 8°51'47.59" 2,6

Ponte da Galeota 2 rio Lis 5,25 39°52'59.62" 8°54'38.86" 2,0

ETAR Norte A ponto de descarga 4,75 39°53'2.74" 8°55'3.81" 1,5

Boco 3 rio Lis 4,35 39°53'4.07" 8°55'19.03" 1,0

ETAR de Vieira de Leiria B ponto de descarga 2,50 39°52'54.94" 8°56'37.29" 0,6

Ponte das Trecenas 4 rio Lis 1,50 39°52'49.18" 8°57'47.72" 0,2

* Fonte: Google Earth.

Nome Designação Local de amostragem




Só com a entrada em funcionamento do açude insuflável das Salgadas, que ocorre no mês de Junho e consequente diminuição do caudal do rio a jusante deste ponto, se torna possível aceder, com segurança, ao leito do rio. Pelo que as campanhas de amostragem nas 6 estações definidas decorreram durante os meses de Julho e Agosto de 2009. O troço do rio estudado, tem cerca de 10,25 km de extensão, estendendo-se ao longo do curso principal do rio Lis, desde o Açude das Salgadas até à foz do rio junto à Praia de Vieira de Leira. A primeira estação de amostragem (1) situa-se imediatamente a jusante do Açude das Salgadas, corresponde ao início do sistema a modelar. Neste local, o rio Lis já recebeu a contribuição dos seus principais afluentes, tais como o rio Lena, a ribeira dos Milagres, o colector de Amor e a ribeira da Carreira. A segunda estação de amostragem (2) situa-se junto à ponte da Galeota, distando sensivelmente, 5 km da primeira, está a cerca de 600 metros a montante do local de descarga da ETAR Norte. Desta estação até ao local de descarga da ETAR Norte não existem contribuições quer a nível de caudal ou cargas poluentes para o rio. A terceira estação de amostragem (A) corresponde à descarga da ETAR Norte para o rio. A quarta estação de amostragem (3) fica situada 400 metros a jusante do local de descarga da ETAR Norte, nas proximidades da estação elevatória do Boco, propriedade da Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis. A quinta estação de amostragem (B) corresponde ao local de descarga da ETAR de Vieira de Leiria, que se situa a 2,25 km a jusante da ETAR Norte e a 2,5 km da foz. A última estação de amostragem (4) fica localizada a montante da Ponte das Trecenas, a cerca de 1,5 km da foz do rio Lis, numa zona onde as margens do rio já se encontram artificializadas por enrocamentos de protecção. Na Figura 4.1 apresenta-se a localização dos 6 locais de amostragem em forma de cartografia raster.




Figura 4.1 – Localização dos locais de amostragem seleccionados em cartografia à escala 1/25 000 (Fonte: SIMLIS, 2009).

4.3.2 Amostragem

Para este trabalho, foi desenvolvido um programa de amostragem visando a caracterização físico-química e microbiológica de amostras de água superficial colhidas em 4 locais ao longo do troço final do rio Lis e de 2 locais destinados a caracterizar o efluente tratado da ETAR Norte e da ETAR de Vieira de Leiria, de acordo com a seguinte cronologia: dias 9, 14, 23 e 29 de Julho e 7 e 20 de Agosto de 2009. A colheita de amostras foi sempre efectuada manualmente no período de baixa-mar, em frascos de polietileno previamente lavados para os parâmetros físico-químicos, para os parâmetros microbiológicos, as recolhas foram efectuadas com frascos de mergulho devidamente esterilizados. As amostras foram armazenadas em mala térmica durante o transporte para o laboratório interno da SIMLIS e para o laboratório externo (Laboratório Tomaz, acreditado pelo IPAC de acordo com a norma NP EN ISO17025) onde se realizaram as análises dos parâmetros microbiológicos, em face da impossibilidade de as realizar no laboratório interno da SIMLIS, por falta de meios técnicos. Pela sua importância a nível da amostragem, apresentam-se no Quadro 4.2 as condições atmosféricas e de maré, no início e fim das campanhas de amostragem.

1

2A 3B 4

N

ETAR Norte




Quadro 4.2 – Estado do tempo e de marés no início e fim das campanhas de amostragem (Adaptado: Águas do Oeste, 2007).

09h 15h 09h 15h 09h 15h 09h 15h 09h 15h 09h 15h

Céu

Temperatura (ºC) 18 23 20 24 19 24 18 24 17 21 20 26

Precipitação (mm/3h)

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

Nebulosidade (%) 0 20 13 0 29 12 0 0 87 0 0 11

Direcção

Velocidade (m/s) 5 9 4 6 3 6 3 5 7 8 2 7

Preia-Mar

Baixa-Mar

3.30; 16h 46m

0.71; 10h 25m

3.69; 15h 45m

0.43; 09h 22m

07-08-2009 20-08-2009

3.21; 17h 11m

0.85; 10h 49m

2.73; 07h 58m

1.10; 13h 54m

3.72; 16h 48m

0.42; 10h 23m

2.67; 09h 17m

1.21; 15h 19m

09-07-2009 15-07-2009 23-07-2009 29-07-2009

Condições Atmosféricas

Vento

Maré (Porto - Fig. da Foz)

Estado do Tempo

Os valores da temperatura do ar foram consultados na Estação Meteorológica da E.S.T.G. do Instituto Politécnico de Leiria, a funcionar desde 2003. Os dados relativos à velocidade e direcção do vento e nebulosidade foram obtidos através do modelo meteorológico GFS (Global Forecast System) disponibilizado pelo site www.windguru.com, especializado em previsões meteorológicas. A previsão das marés foi consultada no site do Instituto Hidrográfico (www.hidrografico.pt).

4.3.3 Parâmetros de qualidade da água

A temperatura, o pH, a condutividade e o oxigénio dissolvido, foram medidos in situ. No laboratório interno da SIMLIS foram determinados os sólidos suspensos totais, a carência bioquímica de oxigénio, a carência química de oxigénio, o azoto total, o azoto amoniacal, os nitratos e o fósforo total. No laboratório externo, foram determinados os nitritos, os coliformes totais, os coliformes fecais e os estreptococos fecais. A temperatura, o pH e a condutividade foram medidos com aparelhos portáteis HANNA Instruments HI 98127 e HANNA Instruments HI 98311 respectivamente (Quadro 4.3). O oxigénio dissolvido foi determinado com um medidor portátil de oxigénio dissolvido, da marca WTW modelo Oxi 340i, equipado com um sensor CellOx 325 WTW (Quadro 4.3).




Quadro 4.3 – Parâmetros de qualidade da água medidos in situ.

Parâmetro Unidades Método Equipamento Precisão

Temperatura ºC Termometria Medidor de pH/ Temperatura HANNA Instruments HI 98127 ± 0,5 ºC (1)

pH pH Electrometria Medidor de pH/ Temperatura HANNA Instruments HI 98127 ± 0,1 pH (1)

Condutividade µS/cm Electrometria Medidor de Condutividade/ TDS HANNA Instruments HI 98311 ± 2% f.s. (1)

Oxigénio dissolvido mg O2/L Electrometria Medidor de oxigénio, WTW Oxi 340i± 0,5% do valor

medido (1)

(1) - Valor de precisão referido no Manual de Instruções do equipamento. O teor de SST foi determinado por filtração com filtros de fibra de vidro, secos a 105º C e pesados para determinar a massa de resíduo retida no filtro. A CBO5 foi determinada pelo método manométrico, que se baseia na medição da pressão no espaço gasoso do frasco de incubação, acima da amostra líquida, durante 5 dias. A CQO, o azoto total, o azoto amoniacal, os nitratos e o fósforo total foram determinados utilizando kits da HANNA Instrumments, em que os tubos vêm pré-doseados com diferentes reagentes tendo em conta o parâmetro que se pretende analisar, sendo apenas necessário adicionar pequenas quantidades de amostra. As leituras dos valores foram feitas num fotómetro multi-parametros C214 da HANNA Instruments (Quadro 4.4).

Quadro 4.4 – Parâmetros de qualidade da água determinados no laboratório interno da SIMLIS.


CQO mg O2/LMI 001 - Digestão e Fotometria

Reactor HANNA Instrumments HI 839800; Fotómetro multi-parâmetros HANNA Instrumments C214

± 4 mg/l (2)

CBO5 mg O2/LMI 002 - Incubação a 20ºC durante 5 dias

Sensores AQUALYTIC, Estufa de Incubação AQUALYTIC *

SST mg/LNP EN 872 - Método por filtração com filtros de fibra de vidro

Estufa de secagem; Balança analítica *

Azoto total mg NT/L MI 003 - Digestão e Fotometria

Reactor HANNA Instrumments HI 839800; Fotómetro multi-parametros HANNA Instrumments C214

± 0,5 mg/l (Gama baixa) (2); ± 3 mg/l

(Gama alta) (2)

Azoto amoniacal mg NH4+/L MI 006 - Fotometria Fotómetro multi-parametros HANNA

Instrumments C214

± 0,03 mg/l (Gama baixa) (2); ± 3 mg/l

(Gama alta) (2)




Quadro 4.4 – Parâmetros de qualidade da água determinados no laboratório interno da SIMLIS (cont.).


Nitratos mg NO3-/L MI 004 - Fotometria Fotómetro multi-parametros HANNA

Instrumments C214 ± 0,5 mg/l (2)

Fósforo total mg PT/L MI 005 - Digestão e Fotometria

Reactor HANNA Instrumments HI 839800; Fotómetro multi-parametros HANNA Instrumments C214

± 0,06 mg/l (2); ± 3 mg/l (Gama alta) (2)

* Por falta de dados não foi possível determinar a precisão para este parâmetro.(2) - Valor de precisão referido no Manual de Instruções do fotómetro multi-parâmetros HANNA Instrumments C214. Para os parâmetros analisados no laboratório externo, o método utilizado para a determinação dos nitritos foi a espectrometria de absorção molecular. Os coliformes totais foram determinados através de filtração em membrana e incubação em Lauril Sulfato a 37ºC ± 1ºC, de acordo com o método da norma ISO 9308-1:2000. Os coliformes fecais foram determinados através de filtração em membrana e incubação em Lauril Sulfato a 44ºC ± 0,5ºC, de acordo com o método da norma ISO 9308-1:2000. Por último, os estreptococos fecais foram quantificados através de filtração em membrana e incubação em meio sólido a 37ºC ± 1ºC, de acordo com o método da norma ISO 7899-2:2000 (Quadro 4.5).

Quadro 4.5 – Parâmetros de qualidade da água determinados no laboratório externo.


Nitritos mg NO2-/L Espectrometria de

absorção molecularEspectrofotómetro UV-Visível UNICAM UV2-100 < 10% (3)

Coliformes totais UFC /100 mL de amostra

ISO 9308-1:2000 - Filtração em membrana e incubação em Lauril Sulfato a 37ºC ± 1ºC

Rampa de filtração Milipore; Estufa de incubação Memmert 0,318 (3)

Coliformes fecais UFC /100 mL de amostra

ISO 9308-1:2000 - Filtração em membrana e incubação em Lauril Sulfato a 44ºC ± 0,5ºC


Estreptococos fecais UFC /100 mL de amostra

ISO 7899-2:2000 - Filtração em membrana e incubação em meio sólido a 37ºC ± 1ºC


(3) - Valor de precisão indicado pelo laboratório externo.




4.3.4 Medição de caudal

Na bacia hidrográfica do rio Lis existem, actualmente, apenas duas estações hidrométricas em funcionamento, Ponte das Mestras e Açude Arrabalde que, para além de se encontrarem afastadas da área de estudo, a última destas, está inoperante durante o Verão devido ao funcionamento do açude para desvio de água para rega. Uma vez que a análise da qualidade de água de um rio não pode ser realizada sem ter em conta o escoamento, optou-se por realizar a medição de caudal do rio Lis em paralelo com a colheita das várias amostras. O caudal no rio Lis foi medido com recurso a um molinete eléctromagnético Sensa – RC2 (Figura 4.2), uma vez que se trata do tipo de equipamento mais indicado para escoamentos com baixas profundidades e baixas velocidades. Para tal foi necessário fazer o atravessamento da secção do rio com o equipamento, fornecendo em cada instante a distribuição vertical de velocidades e a topografia do fundo (Águas do Oeste, 2007).

Figura 4.2 – Medição de caudal no rio Lis.

O funcionamento do medidor de caudal electromagnético Sensa RC2 é baseado no Princípio de Faraday da indução electromagnética (Figura 4.3). O movimento da água ao passar pela sonda provoca um potencial eléctrico na água, que é detectado pelos dois eléctrodos e depois ampliado e transmitido através do cabo de conexão para o aparelho onde o sinal de velocidade é detectado e digitalizado (Lins, 2003).




Figura 4.3 – Funcionamento do medidor de caudal electromagnético Sensa RC2 (Adaptado: Quantum Dynamics Ltd., 2009).

Mais uma vez, para tentar evitar a influência das marés, que segundo informações dos técnicos da Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis poderá fazer-se sentir até à Ponte do Miguel a cerca de 8 km da foz, as medições de caudal e a recolha de amostras foram feitas na baixa-mar, tendo como referência o porto da Figueira da Foz. Para cada ponto de amostragem, as medições da profundidade e velocidade são feitas tipicamente na secção transversal (Figura 4.4) (Chapra, 1997).

Figura 4.4 – Secção transversal com identificação das medições de profundidade e velocidade a realizar (Adaptado: Chapra, 1997).

Eléctrodos

Velocidade da água

Linhas de fluxo magnético

Tensão induzida entre os eléctrodos

x

z




Os dados da profundidade são utilizados para estimar a profundidade média e a área da secção transversal, através de integração:

∫=B

oc dxxzA )( (4.1)

BA

H c= (4.2)

onde, Ac é Área da secção transversal (m2), x = distância medida através da linha de água (m), z(x) = profundidade ponto x (m), H = profundidade média (m) e B = largura da linha de água (m). Para cada medição de profundidade, corresponde uma medição de velocidade. Segundo Chapra (1997), o método mais comum baseia-se na relação apresentada por Gupta em 1989:

• Para águas profundas, profundidades > 0,61 m, a velocidade é medida aos 20% e 80% da profundidade total;

• Para águas pouco profundas, profundidades < 0,61 m, é feita uma única medição da velocidade a 60% da profundidade.

Uma vez derivada a velocidade média ( (x)) para cada ponto, os valores são integrados para se chegar ao caudal médio, de acordo com a equação seguinte:

∫=B

dxxzxUQ0

)()( (4.3)

Finalmente, como os pontos de amostragem são igualmente espaçados, a regra de Simpson pode ser utilizada para resolver as equações 4.1 e 4.3.

4.4 Análise dos Dados

4.4.1 Troço final do rio Lis

Neste ponto são avaliados os dados de caudal observados e é feita uma análise mais detalhada de cada parâmetro indicador da qualidade da água resultantes das campanhas de amostragem no troço final do rio Lis. No Quadro 4.6 são apresentados os resultados do caudal, da caracterização físico-química e microbiológica de acordo com a rede de monitorização estabelecida. Os resultados obtidos para cada um dos parâmetros analisados nas 6 campanhas de amostragem são apresentados em Anexo.




Quadro 4.6 – Média e desvio padrão associado, para o caudal e para os diferentes parâmetros

indicadores da qualidade da água no rio Lis.

Caudal m3/s 0,05 ± 0,02 0,10 ± 0,02 0,35 ± 0,07 0,70 ± 0,14

Temperatura oC 19,5 ± 1,2 19,4 ± 1,6 18,4 ± 1,1 19,7 ± 2,6

pH - 8,6 ± 0,1 8,6 ± 0,2 8,2 ± 0,1 8,4 ± 0,2

Condutividade µS/cm 778 ± 75 1 053 ± 124 1 596 ± 284 3 534 ± 314

OD mg O2/L 9,4 ± 0,9 10,0 ± 1,2 6,2 ± 1,3 8,6 ± 1,7

SST mg/L 15,0 ± 3,1 10,8 ± 5,0 17,3 ± 7,0 29,5 ± 16,8

CBO5 mg O2/L 6,5 ± 2,1 5,2 ± 2,6 4,0 ± 1,8 4,0 ± 2,2

CQO mg O2/L 15,7 ± 13,9 22,8 ± 12,8 32,8 ± 19,1 43,5 ± 7,6

Azoto total mg NT/L 2,1 ± 0,6 2,9 ± 1,4 10,1 ± 3,9 9,2 ± 1,7

Azoto amoniacal mg NH4+/L 0,47 ± 0,16 0,46 ± 0,18 2,27 ± 1,18 2,39 ± 0,41

Nitratos mg NO3-/L 3,3 ± 1,8 2,0 ± 1,6 18,8 ± 5,3 11,9 ± 5,6

Nitritos mg NO2-/L 0,16 ± 0,08 0,11 ± 0,04 1,19 ± 0,33 0,84 ± 0,31

Fósforo total mg PT/L 0,25 ± 0,04 0,52 ± 0,28 3,03 ± 1,46 2,17 ± 0,74

Coliformes totais UFC/100mL 5,8E+03 ± 4,0E+03 9,6E+02 ± 5,2E+02 6,7E+04 ± 6,0E+04 3,7E+04 ± 6,5E+04

Coliformes fecais UFC/100mL 2,0E+02 ± 2,5E+02 3,0E+02 ± 2,5E+02 1,4E+04 ± 1,6E+04 3,9E+03 ± 5,6E+03

Estrept. fecais UFC/100mL 6,4E+01 ± 6,5E+01 1,2E+02 ± 6,4E+01 6,3E+03 ± 5,3E+03 1,2E+03 ± 1,2E+03

2 - Ponte da GaleotaParâmetros Unidades 1 - Açude das

Salgadas

Locais de amostragem

4 - Ponte das Trecenas3 - Boco

4.4.1.1 Caudal

Durante o período de Verão o Açude das Salgadas encontra-se totalmente insuflado para permitir o desvio da água para rega, pelo que, a única água que se escoa para jusante provém do by-pass existente junto ao açude que se encontra mal tamponado (Figura 4.5).




Figura 4.5 – Açude das Salgadas. A medição de caudal foi dificultada por vários factores, designadamente o baixo caudal do rio, a irregularidade das margens e a existência de bancos de areia e alguma vegetação no leito do rio. De um modo geral, os valores mais elevados de caudal, foram obtidos na terceira campanha, facto explicado por ter estado a chover no dia anterior (os resultados do caudal para cada campanha de amostragem encontram-se no Quadro A.1 em Anexo). Na Figura 4.6, podemos registar um ligeiro aumento do caudal na segunda estação de amostragem (2), face à primeira (1), explicado pela descarga da estação elevatória das Salgadas propriedade da Associação de Reagentes e Beneficiários do Vale do Lis e que integra um conjunto de infra-estruturas que permitem fornecer água para a rega do Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis no período de Verão e servem como defesa do perímetro de rega contra as cheias no Inverno. Na estação de amostragem situada a jusante da ETAR Norte (3), as medições de caudal reflectem a contribuição da descarga da ETAR no caudal do rio Lis, mas também as contribuições do sifão da Vala da Pedra e da E.E. do Boco propriedade da Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis. De referir, no entanto, que não existe qualquer registo por parte da Associação de Regantes dos caudais descarregados no rio. A última estação de amostragem seleccionada (4), encontra-se já numa zona artificialmente regularizada, onde o rio atinge a sua largura máxima, o que dificultou a realização das medições de caudal. Neste local foi onde se registaram os valores mais elevados de caudal, entre 0,57 e 0,94 m3/s, o que significa que nesta secção do rio, para além da contribuição da ETAR de Vieira de Leiria (B), existem também contribuições provenientes do colector do




Boco e da E.E. da Bajanca, infra-estruturas propriedade da Associação de Reagentes e Beneficiários do Vale do Lis.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1 - Açude das Salgadas 2 - Ponte da Galeota 3 - Boco 4 - Ponte das Trecenas


Cau

dal (

m3 /s)

Figura 4.6 – Distribuição dos valores caudal (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis.

4.4.1.2 Temperatura, pH, condutividade e OD

A temperatura é um parâmetro fundamental pois condiciona todos os processos de qualidade da água (PBH do rio Lis, 2001). Nas campanhas realizadas, não se verificaram grandes oscilações deste parâmetro (resultados apresentados no Quadro A.2 em Anexo). Tendo em conta a época do ano (Verão) e atendendo ao baixo caudal do rio, as ligeiras diferenças que se verificaram nos valores da temperatura da água, devem-se essencialmente às condições meteorológicas e à hora a que foram realizadas as medições, com o valor mais baixo a ser medido cerca das 9h00 (15,8ºC) e o valor máximo (22ºC) registado por volta das 15h00. Não é esperado, por isso, que a temperatura da água tenha qualquer efeito negativo nos processos naturais que ocorrem no rio, tais como a nitrificação e a degradação da matéria orgânica. Os valores de pH registados nas campanhas de amostragem (Figura 4.7), são relativamente elevados, com os valores a variarem entre 8,2 e 8,9 (resultados apresentados no Quadro A.3 em Anexo), não ultrapassando no entanto, os limites impostos pelo Anexo XXI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, relativo ao cumprimento dos objectivos ambientais de qualidade mínima para as águas superficiais. Estes valores de pH podem ser explicados em

Descarga da ETAR Norte




função do teor de bicarbonatos e carbonatos resultantes dos metais alcalino-terrosos (ex.: cálcio) que as águas provenientes de Maciços Calcários possuem. A nível ambiental a principal preocupação prende-se com o facto de o pH elevado poder levar a que o azoto amoniacal não se apresente na sua forma ionizada (NH4

+), mas na forma livre sobre a forma de amoníaco (NH3) que é altamente tóxica para os peixes.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10



pH

VMA (Anexo XXI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto - Objectivos ambientais dequalidade mínima para as águas superficiais)

Figura 4.7 – Distribuição dos valores de pH (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis. A condutividade variou entre 710 e 3 999 µS/cm (resultados apresentados no Quadro A.4 em Anexo). Tal como seria de esperar, os valores mais elevados foram registados no ponto de amostragem mais próximo da foz (4), resultante da intrusão salina e consequente concentração elevada de sais inorgânicos, que são bons condutores de corrente eléctrica (Lisboa, 2006). Os valores mais baixos de condutividade foram observados na primeira estação de amostragem (1), junto ao Açude das Salgadas (Figura 4.8). De notar, que o valor da condutividade na água do rio a jusante do ponto de descarga da ETAR Norte (3), faz com que esta, não seja recomendada para rega de acordo com o Anexo XVI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto.




0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

4.500



Con

dutiv

idad

e (µ

S/cm

)

VMR (Anexo XVI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto - Qualidade das águas destinadas à rega)

Figura 4.8 – Distribuição dos valores de condutividade (média e desvio padrão) no troço final

do rio Lis. As águas superficiais em estudo no último troço do rio Lis revelam uma elevada concentração de oxigénio dissolvido (resultados apresentados no Quadro A.5 em Anexo). Em alguns locais verificou-se que o valor observado se aproximava do valor de saturação. As elevadas concentrações de oxigénio dissolvido observadas, podem ser explicadas pela redução da matéria orgânica descarregada no rio, uma vez que no período de Verão não é habitual ocorrerem descargas de efluentes suinícolas directamente nas linhas de água e pelo aumento das taxas de fotossíntese da vegetação existente no rio, que se verifica durante o dia (Kannel et al., 2007). Após a descarga da ETAR Norte (A) observou-se um abaixamento da concentração de oxigénio dissolvido no rio (Figura 4.9), não comprometendo no entanto a qualidade da água do rio de acordo com o Anexo XXI do Decreto-Lei nº 236/98 de 1 de Agosto relativo aos objectivos ambientais de qualidade mínima para as águas superficiais.





0

2

4

6

8

10

12



Oxi

géni

o di

ssol

vido

(mg

O 2/L

)

Figura 4.9 – Distribuição dos valores de oxigénio dissolvido (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis.

4.4.1.3 Sólidos suspensos totais

Os sólidos podem ser um dos principais meios de transporte de contaminantes, neste estudo em particular, foram analisados os sólidos suspensos totais (SST) (PBH do rio Lis, 2001). Apesar do fundo arenoso do rio, os dados observados no troço em estudo revelaram que a concentração de SST é baixa (resultados apresentados no Quadro A.6 em Anexo), o que pode ser justificado tendo em conta a baixa velocidade de escoamento verificada e a quase total ausência de precipitação durante o período de Verão. Verificou-se, no entanto, um aumento de SST na estação de amostragem a jusante da descarga da ETAR Norte (3), o que pode ser explicado, pelo caudal da ETAR que ao ser descarregado no fundo arenoso do rio faz arrastar os sedimentos e pelas descargas do sifão da Vala da Pedra e da E.E. do Boco que provocam o mesmo efeito. Os valores mais elevados de concentração de SST verificaram-se na estação de amostragem junto à foz (4), facto explicado pelo arrastamento natural de sedimentos ao longo do rio, pela erosão dos sistemas dunares existentes nesta zona do rio e pela própria influência das marés. No contexto da avaliação da qualidade da água, a elevada concentração de sedimentos junto à foz, deve ser analisada detalhadamente, uma vez que são locais onde poluentes e nutrientes se podem acumular (Chapra, 1997).






Para avaliar a matéria orgânica presente no curso de água em estudo, recorreu-se aos parâmetros Carência Bioquímica de Oxigénio aos 5 dias (CBO5) e Carência Química de Oxigénio (CQO). Os valores de CBO5 não diferem significativamente ao longo do troço do rio, com os valores mais elevados a serem observados na estação de amostragem junto ao Açude das Salgadas (1), acima da qualidade mínima exigida para águas superficiais. Os valores mais baixos foram registados na estação de amostragem mais próxima da foz (4) (resultados apresentados no Quadro A.7 em Anexo). A redução gradual dos valores de CBO5 evidenciados ao longo do percurso do rio, revelam a capacidade de autodepuração do próprio rio. Como podemos observar na Figura 4.10, as concentrações de CBO5 provenientes da descarga da ETAR Norte (A) não provocam qualquer alteração na qualidade da água do rio.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10



CB

O5 (

mg

O2/L

)

VMA (Anexo XXI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto - Objectivos ambientais de qualidademínima para as águas superficiais)

Figura 4.10 – Distribuição dos valores de CBO5 (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis.

Os resultados obtidos através da determinação da CQO são superiores aos da CBO5. O valor mais baixo de CQO foi registado na estação de amostragem junto ao Açude das Salgadas (1) e o valor mais elevado na estação de amostragem junto à Ponte das Trecenas (4) (resultados





apresentados no Quadro A.8 em Anexo). Os valores observados de CQO, parecem indicar que existem várias substâncias na água do rio que não são biologicamente oxidáveis ou, pelo menos, que são dificilmente biodegradáveis.

4.4.1.5 Nutrientes

O estudo dos nutrientes presentes na água é fundamental uma vez que são estes que condicionam o fenómeno da eutrofização (PBH do rio Lis, 2001). No presente estudo foram determinados o azoto total, o azoto amoniacal, os nitratos e nitritos e o fósforo total (resultados apresentados nos Quadros A.9 a A.13 em Anexo). Na Figura 4.11 é possível observar o comportamento da concentração do ião amónio (NH4

+) ao longo do troço final do rio, onde é facilmente perceptível que a descarga da ETAR Norte (A) contribui significativamente para o aumento da concentração deste nutriente no rio Lis.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0



Azo

to a

mon

iaca

l (m

g N

H 4+ /L

)

Figura 4.11 – Distribuição dos valores de azoto amoniacal (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis.

De realçar também as concentrações elevadas de nitritos registadas na estação de amostragem a jusante da ETAR Norte (3), um nutriente que pode ser altamente tóxico para as espécies piscícolas. Relativamente aos valores de azoto total e nitratos, as conclusões não diferem significativamente das obtidas pela análise do azoto amoniacal.





A Figura 4.12 representa a distribuição da concentração de fósforo total ao longo do troço final do rio Lis. Podemos verificar que a descarga da ETAR Norte (A) contribui significativamente para o aumento da concentração deste nutriente no rio, fazendo com que seja ultrapassado o limite imposto pelo Anexo XXI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, relativo ao cumprimento dos objectivos ambientais de qualidade mínima para as águas superficiais.

0

1

2

3

4

5

6



Fósf

oro

tota

l (m

g P T

/L)

VMA (Anexo XXI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto - Objectivos ambientais de qualidademínima para as águas superficiais)

Figura 4.12 – Distribuição dos valores de fósforo total (média e desvio padrão) no troço final

do rio Lis.


Os coliformes totais, coliformes fecais e estreptococos fecais constituem um conjunto de indicadores do grau de patogenicidade. Os coliformes totais incluem um grupo mais abrangente de bactérias, aeróbias e facultativas anaeróbias, os coliformes fecais representam uma medida mais rigorosa porque a sua relação com agentes patogénicos é mais significativa (PBH do rio Lis, 2001). Em todas as campanhas de amostragem observaram-se valores superiores aos limites impostos pelo Anexo XV do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, relativo à qualidade das águas para uso balnear (resultados apresentados nos Quadros A.14 e A15 em Anexo). Os resultados obtidos para a concentração de coliformes fecais, revelaram uma situação especialmente grave de contaminação a jusante da descarga da ETAR Norte (Figura 4.13).





0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

40000



Col

iform

es fe

cais

(UC

F/10

0mL

)

VMA (Anexo XV do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto - Qualidade das águas balneares)

Figura 4.13 – Distribuição dos valores de coliformes fecais (média e desvio padrão) no troço

final do rio Lis. Para os valores de coliformes totais, as conclusões não diferem das obtidas pela análise dos coliformes fecais. Como se sabe, os coliformes fecais e os estreptococos fecais constituem habitat nos tractos intestinais humanos e animais, sendo por isso o rácio coliformes fecais/estreptococos fecais (CF/EF) usualmente referido como indicador da proveniência da contaminação fecal (PBH do rio Lis, 2001). Segundo a classificação apresentada por Metcalf e Eddy (1991), o rácio CF/EF é superior a 4 se a contaminação fecal for de origem humana, se a contaminação fecal for de origem animal o rácio CF/EF é inferior a 1 e quando o valor do rácio CF/EF se encontra entre 1 e 4 o resultado é inconclusivo, apontando para uma contaminação fecal de origem humana e animal. Os valores médios do rácio CF/EF obtidos nas campanhas de amostragem são apresentados na Figura 4.14.





0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10



CF/

EF

Figura 4.14 – Rácio coliformes fecais/ estreptococos fecais (média e desvio padrão) no troço final do rio Lis.

Os resultados obtidos, com excepção da primeira estação de amostragem, apontam para que a contaminação fecal presente no troço final do rio Lis, resulte do contributo humano e animal.

4.4.2 Descarga da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria

Neste ponto são analisados os resultados das colheitas realizadas no ponto de descarga das ETAR Norte (A) e ETAR de Vieira de Leiria (B), focando os parâmetros que fazem parte das respectivas licenças de utilização dos recursos hídricos relativa à rejeição de águas residuais. No Quadro 4.7 são apresentados os valores de caudal, da caracterização físico-química e bacteriológica do efluente tratado descarregado pelas ETAR supra mencionadas. Os resultados obtidos para cada um dos parâmetros nas 6 campanhas de amostragem são apresentados em Anexo.

CF/EF > 4 – Contaminação fecal de origem humana

CF/EF < 1 – Contaminação fecal de origem animal




Quadro 4.7 – Média e desvio padrão associado, para o caudal e para os diferentes parâmetros de qualidade à saída das ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria.

Caudal m3/s 0,17 ± 0,03 0,03 ± 0,01

Temperatura oC 19,8 ± 0,7 20,3 ± 1,6

pH - 8,0 ± 0,1 8,6 ± 0,1

Condutividade µS/cm 2 413 ± 143 1 558 ± 97

OD mg O2/L 6,3 ± 0,5 7,2 ± 1,1

SST mg/L 7,0 ± 2,5 63,6 ± 31,7

CBO5 mg O2/L 3,5 ± 1,3 34,3 ± 10,5

CQO mg O2/L 51,2 ± 16,6 166,3 ± 49,0

Azoto total mg NT/L 19,0 ± 7,6 49,6 ± 8,6

Azoto amoniacal mg NH4+/L 6,34 ± 2,28 66,10 ± 14,88

Nitratos mg NO3-/L 42,7 ± 15,4 *

Nitritos mg NO2-/L 0,31 ± 0,06 1,39 ± 0,95

Fósforo total mg PT/L 6,75 ± 1,48 7,69 ± 1,03

Coliformes totais UFC/100mL 1,9E+05 ± 1,5E+05 4,4E+03 ± 4,9E+03

Coliformes fecais UFC/100mL 3,4E+04 ± 3,2E+04 1,3E+03 ± 2,2E+03

Estrept. fecais UFC/100mL 1,7E+04 ± 1,7E+04 1,8E+02 ± 2,6E+02

* Valor abaixo do limite de detecção (< 0,5 mg NO3-/L)

Locais de amostragemParâmetros Unidades

A - ETAR Norte B - ETAR da Vieira

4.4.2.1 Caudal

Os valores de caudal de descarga da ETAR Norte são registados através de um medidor de caudal instalado à saída da ETAR. Verifica-se que o caudal de descarga da ETAR chega a ser duas vezes superior ao caudal do rio (resultados apresentados no Quadro A.1 em Anexo). Se tivermos em conta, que o registo de caudal foi efectuado da parte da manhã, enquanto os picos de caudal à saída da ETAR Norte se verificam por volta das 16h00 e das 00h00, podemos concluir que a influência da descarga da ETAR no meio receptor no período de estiagem é muito significativa (Figura 4.15).




Figura 4.15 – Ponto de descarga da ETAR Norte no rio Lis. O processo de tratamento da ETAR de Vieira de Leiria é através de lagunagem (Figura 4.16), processo onde não existem recirculações, nem retirada de lamas. Face ao processo de tratamento e à impossibilidade de medir o caudal à saída, os valores de caudal foram registados no medidor de caudal instalado à cabeça da ETAR. O caudal descarregado pela ETAR é reduzido, (resultados apresentados no Quadro A.1 em Anexo) quando comparado com o caudal do rio.

Figura 4.16 – Fotografia aérea da ETAR de Vieira de Leiria.




4.4.2.2 Temperatura, pH, condutividade e OD

Os valores de temperatura do efluente descarregado em ambas as ETAR, é muito semelhante à temperatura da água do rio (resultados apresentados no Quadro A.2 em Anexo). Assim sendo, e uma vez que as descargas não provocam oscilações de temperatura na água do rio, relativamente a este parâmetro não se considera que origine quaisquer alterações ambientais no rio. Os valores de pH registados à saída da ETAR Norte e da ETAR de Vieira de Leiria (resultados apresentados no Quadro A.3 em Anexo) cumprem os limites impostos nas respectivas licenças de utilização dos recursos hídricos (6 < pH < 9), pelo que, relativamente a este parâmetro, não se considera que tenha um impacto negativo na qualidade da água do rio. Os valores de condutividade na descarga da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria são bastante elevados (resultados apresentados no Quadro A.4 em Anexo), quando comparados com os valores observados nas campanhas de amostragem realizadas no rio. Apesar deste não ser um parâmetro abrangido na licença de utilização dos recursos hídricos, pode estar directamente relacionado com o aumento do valor da condutividade do rio. No caso da ETAR Norte, a elevada condutividade observada à saída, pode ser explicada pela recepção de efluentes suinícolas brutos, que segundo a caracterização feita a este efluente por Vieira (2007) possuem elevados valores de condutividade. Se um dia vier a ser concretizada a possibilidade de utilizar o efluente tratado da ETAR Norte para rega do Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis, o impacto deste parâmetro na textura dos solos deve ser estudado. O oxigénio dissolvido, apesar de ser um parâmetro que também não faz parte das licenças de utilização dos recursos hídricos, a sua análise é de extrema importância tendo em conta que serve de barómetro à saúde ecológica de uma linha de água (Kannel et al., 2007). A ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria apresentaram valores médios de concentração de oxigénio dissolvido de 6,3 e 7,2 mg O2/L respectivamente (os resultados do oxigénio dissolvido para cada campanha de amostragem encontram-se no Quadro A.5 em Anexo). Apesar destes valores serem inferiores aos observados nas estações de amostragem localizadas no rio, esta diferença não compromete a qualidade da água do rio.

4.4.2.3 Sólidos suspensos totais

A ETAR Norte apresenta à saída valores de concentração de SST muito abaixo do permitido pela licença de utilização dos recursos hídricos (resultados apresentados no Quadro A.6 em Anexo), valores que podem ser justificados pela eficácia dos filtros rápidos de areia.




Já a descarga da ETAR de Vieira de Leiria, apresenta valores elevados de sólidos suspensos totais (Figura 4.17), resultado do aparecimento de algas, fenómeno considerado comum nas ETAR de lagonagem no período de Verão. Apesar da concentração de sólidos suspensos totais à saída da ETAR estar acima do valor imposto na licença de utilização dos recursos hídricos (≤ 35 mg/L), esta situação está perfeitamente enquadrada no Decreto-Lei n.º 152/97 de 19 de Junho, onde se refere que a concentração total de partículas sólidas em suspensão de descargas provenientes de lagoas não pode é exceder os 150 mg/L.

0

20

40

60

80

100



SST

(mg/

L)

VLE (Licença de utilização dos recursos hídricos relativa à rejeição de águas residuais)

Figura 4.17 – Distribuição dos valores de sólidos suspensos totais (média e desvio padrão) à saída da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria.


As concentrações de CBO5 provenientes da descarga da ETAR Norte (Figura 4.18) estão abaixo das concentrações que se verificam no rio e muito abaixo do previsto na licença de utilização dos recursos hídricos, pelo que a nível de CBO5, a ETAR Norte não provoca qualquer alteração na qualidade da água do rio. A ETAR de Vieira de Leiria apresenta concentrações elevadas de CBO5 (resultados apresentados no Quadro A.7 em Anexo), ultrapassando em quase todas as campanhas de amostragem os valores previstos na licença de utilização dos recursos hídricos.




0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50



CB

O5 (

mg

O2/L

)

VLE (Licença de utilização dos recursos hídricos relativa à rejeição de águas residuais)

Figura 4.18 – Distribuição dos valores de CBO5 (média e desvio padrão) à saída da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria.

Relativamente aos valores de CQO (resultados apresentados no Quadro A.8 em Anexo), a situação é idêntica à que foi explicada para a CBO5, com a ETAR Norte a cumprir os limites impostos na licença de utilização dos recursos hídricos (≤ 125 mg O2/L) e a ETAR de Vieira de Leiria a apresentar valores que ultrapassam os valores impostos pela licença de utilização dos recursos hídricos (≤ 125 mg O2/L).

4.4.2.5 Nutrientes

Relativamente aos nutrientes, a licença de utilização dos recursos hídricos da ETAR Norte impõe valores limites de emissão para o azoto amoniacal (≤ 10 mg NH4

+/L) e nitratos (≤ 50 mg NO3

-/L). De acordo com os dados observados nas campanhas de amostragem (resultados apresentados nos Quadros A.10 e A.11 em Anexo), a ETAR cumpre com o estipulado na licença para o azoto amoniacal, o mesmo já não acontece para os nitratos, onde em duas das campanhas de amostragem, a concentração de nitratos ultrapassa o valor limite de emissão. Pensa-se que as elevadas concentrações de nitratos podem estar associadas à nitrificação do azoto amoniacal proveniente dos efluentes suinícolas brutos descarregados na ETAR. Relativamente à ETAR de Vieira de Leiria, a elevada concentração de azoto amoniacal e a não detecção de nitratos à saída (resultados apresentados nos Quadros A.10 e A.11 em Anexo), evidencia o insuficiente arejamento das lagoas e o excesso de contaminação orgânica




que resulta num abaixamento generalizado do nível de oxigénio dissolvido. Uma vez que, a nitrificação é um processo que é inibido para concentrações muito baixas deste elemento, o excesso de contaminação orgânica bloqueia a passagem de azoto amoniacal a nitrato. O fósforo total à saída da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria apresenta concentrações elevadas (resultados apresentados no Quadro A.13 em Anexo), quando comparadas com as concentrações determinadas no rio. Apesar de não constar das licenças de utilização dos recursos hídricos, o impacto da descarga de fósforo no meio receptor é significativo para a qualidade da água no rio Lis.


Apesar da proximidade da Praia da Vieira, onde a actividade balnear nos meses de Verão é bastante intensa, os parâmetros microbiológicos não estão contemplados nas licenças de utilização dos recursos hídricos da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria. No entanto, deve-se realçar a elevada contaminação microbiológica verificada à saída da ETAR Norte (resultados apresentados nos Quadros A.14 a A.16 em Anexo), que poderá ser explicada pelo mau funcionamento do sistema de desinfecção de lâmpadas UV. Analisando o rácio coliformes fecais/estreptococos fecais, verificamos que o efluente tratado da ETAR Norte apresenta um rácio CF/EF entre 1 e 4, indicador de contaminação fecal de origem humana e animal, facilmente explicado, uma vez que a instalação recebe efluentes domésticos e de suinicultura. Por sua vez, a descarga da ETAR de Vieira de Leiria não apresenta qualquer influência animal na contaminação fecal (rácio CF/EF superior a 4) tal como seria de esperar, uma vez que apenas recebe efluentes domésticos. Para complementar a análise dos resultados obtidos nas campanhas de amostragem, recorreu-se à modelação matemática da qualidade da água do troço do rio Lis em estudo, que se descreve no Capítulo seguinte.


5 MODELAÇÃO E SIMULAÇÃO DA QUALIDADE DA ÁGUA NO TROÇO FINAL DO RIO LIS



5.1 Introdução A modelação da qualidade da água é uma ferramenta tipicamente usada no planeamento de recursos hídricos em todo o mundo por inúmeros organismos reguladores e empresas ligadas ao sector da água. Quase todos os programas para a melhoria da qualidade da água envolvem uma componente de modelação e o uso de modelos de avaliação da qualidade da água, tornou-se quase obrigatório, quer pela legislação, regulamentos ou práticas existentes nos diversos países (Reichert et al., 2001; Cox, 2003). Um modelo representa uma versão simplificada da realidade que é possível testar. Um modelo matemático pode ser definido como uma formulação que representa a resposta de um sistema físico a um estímulo externo (Chapra, 1997). Em súmula, os modelos de avaliação da qualidade da água são utilizados para os mais diversos fins, nomeadamente (PBH do rio Lis, 2001; Quadrado e Gomes, 1998; Reichert et al., 2001):

• Estudar os impactos das descargas das ETAR nas linhas de água; • Compreender fenómenos de poluição extrema; • Avaliar os impactos de alterações realizadas em rios (por exemplo, a construção de um

açude); • Contribuir para a elaboração de Planos de Bacia Hidrográfica; • Estimar a qualidade da água nos locais e instantes que não foram objecto de

monitorização; • Identificar possíveis erros nos dados recolhidos; • Simular, em caso de descarga acidental, as condições de transporte de poluentes no

rio, o impacto na qualidade da água e nos usos existentes.

5.2 Modelação de Sistemas Fluviais Desde o início, que a modelação da qualidade da água se focou nos rios, devido à importância que estes tinham em termos de captação de água, descarga de esgotos e navegação, entre outros. Na realidade, os rios, para além de receberem as fontes pontuais de poluição, providenciam também água para a indústria, a agricultura e para consumo humano (como origem). Para além das suas utilidades, os rios constituem ainda um património ambiental e turístico de grande valor (Chapra, 1997).




A gestão da qualidade da água nos rios necessita de modelos matemáticos, em primeiro lugar para entender as relações causa-efeito entre as emissões e o respectivo impacto na qualidade da água, e em segundo lugar para propor medidas de controlo e avaliar a sua eficácia. As alterações da qualidade da água nos rios devem-se sobretudo a fenómenos de transporte físico e a processos de conversão biológicos e químicos. Assim, para atingir estes objectivos, os modelos de qualidade da água tentam descrever as alterações espáço-temporais dos constituintes mais relevantes para os sistemas aquáticos (Reichert et al., 2001). Para se poder modelar um rio, é necessário conhecer as suas características hidráulicas (caudal e velocidade) e morfológicas (profundidade, largura e inclinação). A distribuição temporal do caudal, é mesmo um dos factores de extrema importância quando se pretende modelar um rio. De acordo com a monitorização feita em alguns rios nos Estados Unidos, o pico de poluição difusa atinge-se na Primavera nos períodos de chuva intensa, mas quanto à qualidade da água, o período crítico ocorre durante os meses de Verão devido ao baixo caudal dos rios. Estes meses são os ideais para se procederem aos estudos de modelação da qualidade da água (Chapra, 1997). Segundo Chapra (1997), se estivermos a pensar modelar um segmento de rio relativamente próximo da foz, como é o caso do presente estudo, outro factor a ter em conta será a influência das marés, uma vez que, a água ao entrar e sair do rio, faz variar o caudal, a velocidade e a profundidade. Em rios mais pequenos a influência das marés pode também afectar significativamente a qualidade da água, pelo que, se o modelo de avaliação da qualidade da água escolhido não tiver em conta o efeito de diluição das marés, a avaliação da qualidade da água deve ser feita no período de baixa-mar afim de minimizar esta limitação. No entanto, algumas conclusões podem ser extrapoladas para o período de preia-mar (Fan et al., 2007): • No caso da preia-mar, é de esperar uma diluição da concentração dos parâmetros

indicadores da qualidade da água à medida que nos aproximamos da foz do rio; • Nos parâmetros em que a concentração junto à foz é idêntica à que se verifica ao longo do

curso do rio na baixa-mar, não é esperado que o efeito de diluição seja significativo aquando da preia-mar;

• Por último, a nível da gestão da qualidade da água, não atender à influência das marés, pode ser considerada uma estratégia mais conservadora em benefício do meio ambiente.




5.3 Desenvolvimento Histórico dos Modelos de Avaliação da Qualidade da Água Em 1912, a Royal Commission no Reino Unido, usou pela primeira vez o conceito de balanço de massa na qualidade da água, para determinar um nível seguro de descarga de efluentes em linhas de água, tendo em conta um rácio fixo de diluição para a descarga de efluentes num rio. Esta primeira abordagem foi feita, com o intuito de providenciar a suficiente diluição dos efluentes e assim minimizar o impacto na concentração de oxigénio dissolvido nas linhas de água (Cox, 2003).

Assim começou a falar-se em modelos de avaliação da qualidade da água. Estes evoluíram consideravelmente desde a sua criação, no início do século vinte, estando a sua evolução, directamente associada a preocupações sócio-económicas e às capacidades computacionais que foram estando disponíveis ao longo dos anos (Chapra, 1997). Grande parte dos primeiros trabalhos de modelação focava como principal problema a localização da descarga de efluentes. O resultado destes primeiros trabalhos foi o desenvolvimento do modelo de Streeter and Phelps (1925) relativamente ao rio Ohio, que permitiram desenvolver um modelo para avaliar a quantidade de oxigénio dissolvido em rios e estuários. Devido à inexistência de computadores, os modelos eram muito simples, o que limitava a evolução dos mesmos (Chapra, 1997). Nos anos 60, a evolução computacional levou a grandes avanços, quer na complexidade dos modelos quer nas situações em que podiam ser aplicados. O oxigénio dissolvido continuava a ser o foco, mas os computadores já permitiam modelar sistemas mais complexos e variações temporais. Os anos 60, trouxeram também uma nova abordagem aos problemas de qualidade da água, passou a considerar-se os efeitos a nível de bacia hidrográfica e não num ponto de descarga isolado (Chapra, 1997). Nos anos 70, com nova abordagem, e uma maior consciência ambiental, passou-se dos problemas de oxigénio dissolvido e da localização de descargas pontuais, para o problema da eutrofização, o que levou os modelos a incluírem processos biológicos. Foi, também, durante estes anos que se tentou controlar o problema das fontes pontuais de poluição, com a maioria das cidades a implementar o tratamento secundário dos seus efluentes. Este poderia ter sido um período de grande evolução dos modelos, mas o desafogo económico levou a estabelecerem-se metas de descargas muito exigentes não havendo uma preocupação económica associada ao tratamento dos efluentes, pelo que a utilização dos modelos não era tão necessária (Chapra, 1997).




Com as crises energéticas dos anos 70, os objectivos irrealistas estabelecidos no início da década foram repensados. Consequentemente, a atenção virou-se para problemas como as substâncias tóxicas, muito devido às chuvas ácidas que representavam uma ameaça para o Homem e para os ecossistemas. Neste período, a maior evolução dos modelos deu-se no sentido de estudar o papel da matéria sólida no transporte das substâncias tóxicas, em particular os mecanismos de sedimentação e ressuspensão das partículas em associação com as substâncias tóxicas (Chapra, 1997). Segundo Chapra (1997), nos anos 80 verifica-se outra viragem no desenvolvimento e aplicação dos modelos de qualidade da água. Tal como nos anos 60 e início dos anos 70, existiu o reconhecimento que a protecção ambiental era essencial para manter a qualidade de vida do Homem. Quatro factores marcaram a diferença no desenvolvimento dos modelos de qualidade da água neste período: • Incentivos para soluções economicamente eficientes; • O reconhecimento por parte dos países em desenvolvimento, que o desenvolvimento

económico deveria ser acompanhado de preocupações ambientais; • Evolução do hardware e software, capazes da resolução de problemas mais complexos, e

de interfaces gráficos, que permitiram uma maior facilidade na utilização de modelos; • Avanços a nível da investigação dos processos hidrodinâmicos que levaram à sua

eficiente integração nos modelos de qualidade da água. Nos anos 90 a investigação relacionada com os “tradicionais “ poluentes da água diminuiu, não se registando grandes desenvolvimentos. Os desenvolvimentos mais recentes prendem-se com o aprofundar de conceitos gerais, os quais contemplam a inclusão de algumas classes de algas, sólidos em suspensão e metais. Os modelos de qualidade da água mais avançados vão incluindo sub-modelos, como por exemplo para o cálculo da temperatura da água, através da radiação, evaporação e fluxos de calor (Reichert et al., 2001). Nos últimos anos, com o aumento da capacidade dos modelos matemáticos e com uma legislação cada vez mais exigente, ocorreu um aumento do uso dos modelos de qualidade da água nomeadamente em estudos de impacte ambiental e em análise de cenários de poluição extrema (Reichert et al., 2001). Assim, nos dias de hoje existe uma vasta de gama de modelos de qualidade da água que permitem estudar os diversos processos ambientais, fornecendo novas ferramentas a reguladores e gestores da qualidade da água. Apesar de na sua generalidade, a grande maioria dos modelos simularem praticamente o mesmo conjunto de parâmetros de qualidade da água, estes acabam por se diferenciar entre si em termos de complexidade e funcionalidades disponíveis (Cox, 2003; Keller, 2005).




A nível europeu constata-se que poucos artigos se referem a um modelo específico, preferindo ao invés, focarem-se em melhoramentos das técnicas de modelação. Por outro lado, grande parte dos estudos feitos a nível da qualidade da água na Europa desenvolveu o seu próprio modelo para cada rio específico. No entanto, a grande maioria destes modelos não satisfaz o requisito de disponibilidade, o que acontece devido aos Centros de Investigação e as Universidades não possuírem recursos financeiros para tornar o modelo friendly user, uma vez que o desenvolvimento e teste de um interface amigável pode ser muito dispendioso (Cox, 2003). No Quadro 5.1 podemos observar as principais funcionalidades de alguns modelos de avaliação da qualidade da água. Quadro 5.1 – Principais características de alguns modelos de avaliação da qualidade da água.

Modelo Características Disponível

ISIS É um modelo dinâmico, constituído por módulos, capaz de simular o caudal e a qualidade daágua. No entanto, é mais utilizado para controlo de cheias que para a modelação da qualidadeda água. É um modelo muito complexo, que necessita de um elevado número de dados deentrada, não existindo bibliografia disponível de aplicações deste software na modelação daqualidade da água. É um software extremamente caro (Cox, 2003).

HR-Wallingford

MIKE-11 É um modelo amplamente utilizado na defesa contra cheias, mas também pode ser utilizadopara avaliar o impacte de descargas intermitentes em rios e estuários, sendo capaz de modelar ainfluência das marés (Cox, 2003). É um modelo dinâmico, unidimensional, constituído por umconjunto de módulos, onde se incluem módulos de simulação advecção-dispersão, qualidade daágua, transporte de sedimentos, eutrofização, metais pesados, etc (Keller, 2005). Como modelodinâmico, o MIKE-11 necessita de grandes quantidades de dados que podem não estar sempredisponíveis. Para minimizar este problema, o modelo permite ao utilizador que a simulação daqualidade da água possa ser executada em diferentes níveis de complexidade. O MIKE-11 é ummodelo que se adapta bem a sistemas complexos, no entanto, a sua aplicação e calibração éextremamente difícil (Cox, 2003).

Danish Hydraulics Institute

QUAL2K É provavelmente o modelo de avaliação da qualidade da água mais utilizado em todo o mundo,

é um modelo unidimensional, que simula o transporte e a variação de vários parâmetros daqualidade da água ao longo de uma linha de água, em condições de regime permanente. É idealpara simular o efeito de descargas pontuais em linhas de água de bacias hidrográficasdendríticas. Tem como mais valias a vasta bibliografia existente, o facto de estar dísponívelgratuitamente na Internet e possuir um sistema de auto-calibração. A sua maior limitação é serum modelo em regime permanente, não permitindo por isso simulações dinâmicas.

United States Environmental

Protection Agency

QUASAR É um modelo dinâmico, unidimensional, que simula o transporte e as transformações de váriosparâmetros da qualidade da água em sistemas fluviais. É capaz de modelar grandes sistemasfluviais ramificados, com inúmeras descargas pontuais, captações e açudes. Pode também serutilizado como um modelo estocástico. O QUASAR necessita de grande quantidade de dadosde entrada, que podem ser divididos em quatro categorias: informação geográfica, condições defronteira, dados observados para calibração do modelo e parâmetros cinéticos para cadasegmento. O QUASAR é adequado para modelar grandes rios desde que existam dadossuficientes (Cox, 2003).

Centre for Ecology & Hydrology




Quadro 5.1 – Principais características de alguns modelos de avaliação da qualidade da água (cont.).

Modelo Características Disponível

RWQM1 Foi desenvolvido com o objectivo de ser um modelo padrão que pudesse ser acoplado aosmodelos de lamas activadas da IWA existentes, de modo a permitir uma análise integrada dotratamento dos efluentes com o impacte da descarga no meio ambiente. O RWQM1 não tempré-definida qualquer abordagem para a simulação das condições de escoamento, cabe aoutilizador especificar as condições hidrodinâmicas de acordo com as condições particulares doseu estudo. O RWQM1 diferencia-se dos outros modelos, nos métodos pormenorizadosutilizados para descrever as transformações dos processos biológicos. (Horn et al ., 2004). ORWQM1 não possui um interface, só o código é disponibilizado, cabendo ao utilizadorimplementá-lo na sua plataforma preferida (Reichert et at ., 2001).

IWA Task Group on River Water Quality

Modelling

SIMCAT e TOMCAT

São modelos estocásticos, unidimensionais, em regime permanente, que utilizam o método deMonte Carlo para prever o comportamento da qualidade da água, os dados de entrada e desaída estão sob a forma de distribuição estatística. O TOMCAT e o SIMCAT são extremamentepráticos uma vez permitem simular rapidamente alterações ocorridas na descarga de efluentes.No entanto, devido à sua simplicidade é pouco provável que os resultados sejam satisfatóriosem rios com processos mais complexos (Cox, 2003). São modelos muito simples, fáceis deutilizar e em que a quantidade de dados de entrada é reduzida. Praticamente só são utilizadosno Reino Unido, pelo que a bibliografia existente é escassa (Keller, 2005).

Environment Agency e Thames Water

5.4 Aplicações dos Modelos de Avaliação da Qualidade da Água Através de uma pesquisa bibliográfica podemos observar que nos últimos anos foram publicados inúmeros artigos sobre modelação da qualidade da água, sendo, grande parte desses artigos relativos ao modelo QUAL2E e mais recentemente ao QUAL2K. A grande expansão deste modelo é explicada por o modelo estar gratuitamente à disposição na Internet e ao facto de existir uma extensa literatura sobre o mesmo (Cox, 2003). A maioria dos artigos publicados onde este modelo é aplicado, segue praticamente a mesma metodologia: (i) discretização do sistema, de acordo com a descrição do modelo e calibração através dos dados observados; (ii) verificação dos parâmetros de calibração em simulações prováveis, de forma a prever os impactos na qualidade da água e (iii) discussão dos resultados, permitindo a implementação de acções no presente e no futuro (Palmieri, 2003). A primeira etapa, consiste na discretização do sistema a ser modelado e posterior calibração através de dados experimentais, assumindo-se como fundamental para que haja identificação entre as simulações e a realidade e, com isso, a modelação possa ser efectivamente usada como ferramenta de gestão em processos de decisão. A segunda etapa utiliza os parâmetros ajustados na calibração para prever, através de simulações, diversos cenários que possam originar alterações na qualidade da água. A terceira etapa é a própria análise da situação da área de estudo em função dos resultados obtidos nas etapas anteriores, permitindo uma




adequada gestão dos recursos hídricos e uma intervenção no processo de tomada de decisão em relação ao sistema fluvial (Palmieri, 2003). De seguida, mencionamos alguns trabalhos, que empregaram os modelos de qualidade da água QUAL2E e QUAL2K, e que se distinguem pela variabilidade das aplicações dos modelos e pelos objectivos dos trabalhos e parâmetros de qualidade da água simulados. Em 1996, Drolc e Koncan investigaram a qualidade da água do rio Sava, na Eslovénia devido ao forte impacto que dois tributários, o rio Kamniska Bistrica e o rio Ljubljanica, provocavam a nível da redução da concentração de oxigénio dissolvido. O modelo QUAL2E foi modificado para que somente os factores mais importantes que afectavam a concentração de oxigénio dissolvido no rio fossem considerados. Ghosh e Mcbean (1998) descrevem a utilização do modelo QUAL2E na modelação do Rio Kali na Índia durante a estação seca. A limitação de dados foi a principal dificuldade encontrada na utilização do modelo. O estudo concluiu, que para além da utilização como ferramenta na gestão de qualidade da água, o QUAL2E pode ser também usado para estimar as taxas de reacção permitindo avaliar a capacidade de autodepuração do rio. Ning et al. (2001) utilizaram o QUAL2E para estudar os impactos do plano de prevenção de poluição em bacias hidrográficas a sul de Taiwan. O QUAL2E foi calibrado e validado com dados recolhidos entre 1998 e 1999, tendo sido capaz de prever as concentrações a nível de CBO, OD, fósforo total e amónia no rio Kao-Ping. Os resultados da modelação mostraram que mesmo eliminando os efluentes suinícolas e construindo estações de tratamento a montante da área do rio Kao-Ping, não era possível garantir os padrões de qualidade da água exigidos. No Plano de Bacia Hidrográfica do Lis (2001) foi utilizado o modelo QUAL2E para avaliar a evolução da qualidade de água do rio Lis, entre a nascente e Monte Real, e do rio Lena, desde a nascente até à confluência com o rio Lis. O modelo foi calibrado recorrendo a dados observados em 6 campanhas de modo a cobrir várias épocas do ano e diferentes condições de escoamento. Os dados gerados pelo modelo apresentam um ajustamento de boa qualidade com os dados observados, no entanto para os períodos de maior caudal o ajustamento conseguido é de inferior qualidade. Em 2002, Park e Lee utilizaram o modelo QUAL2E para realizar um estudo de qualidade da água num sistema fluvial de grandes dimensões, o rio Nakdong, na Coreia, no qual as fontes autóctones e a desnitrificação tinham um papel importante a nível da Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO) e do Azoto. Para superar as limitações do modelo QUAL2E, foram feitas




diversas modificações a nível da estrutura computacional e das interacções entre os diversos constituintes, tais como, a conversão da matéria algal morta em CBO, a desnitrificação e alteração do oxigénio dissolvido devido às plantas fixas. Estas modificações deram origem a uma nova versão do modelo QUAL2E, o QUAL2K. Para validar as modificações realizadas, ambos os modelos foram utilizados no estudo e os resultados comparados. Os resultados revelaram uma discrepância significativa entre os modelos ao nível de CBO, OD e azoto total, com modelo QUAL2K a apresentar uma melhor correlação com os dados de campo devido às modificações introduzidas no modelo. Muhammetoglu et al. (2005) utilizaram o modelo QUAL2E como parte de um estudo para avaliar a melhoria a nível da qualidade da água do rio Porsuk na Turquia, face a diversos cenários de gestão apresentados. Os cenários apresentados definiam diversos níveis de tratamento de efluentes domésticos e industriais. Os resultados do estudo foram tidos em conta na escolha da solução economicamente mais vantajosa. Palmieri e Carvalho (2006) utilizaram o QUAL2E para prever a qualidade da água do rio Corumbataí, no Brasil de modo a obter uma curva representativa da qualidade da água do rio em termos de oxigénio dissolvido e carência bioquímica de oxigénio. A concordância das curvas de qualidade da água com os dados observados, evidenciaram a consistência do modelo. Azzelino et al. (2006) utilizaram o QUAL2E como parte de um estudo para avaliar as fontes de poluição pontuais e difusas. O estudo revelou que na época seca os resultados obtidos com o QUA2E revelaram um bom ajuste. Durante a época húmida os resultados obtidos foram maus, uma vez que as fontes de poluição difusa não se enquadravam nos pressupostos do modelo, de emissões contínuas numa linha de água em estado estacionário. Kannel et al. (2007) aplicaram o QUAL2Kw para modelar a qualidade do rio Bagmati no Nepal. Sete afluentes altamente poluídos descarregam no rio Bagmati fazendo decrescer as concentrações de oxigénio dissolvido. O modelo foi calibrado e validado com dados do ano 2000. A análise de sensibilidade revelou que o modelo é altamente sensível à profundidade da água e moderadamente sensível ao caudal das fontes pontuais, ao azoto total, à carência bioquímica de oxigénio e à taxa de nitrificação. A nível de gestão, modificações a nível do processo de tratamento de águas residuais, aumento de caudal e oxigenação local, foram apontadas como possíveis soluções para manter a qualidade da água dentro dos limites aceitáveis. Vieira (2007), utilizou o modelo QUAL2Kw para a modelação matemática da qualidade da água rio do Lis em todo o seu percurso (40 km). O modelo foi calibrado para dois cenários




diferentes, caudal elevado e caudal baixo, reproduzindo satisfatoriamente os dados observados. O QUAL2Kw revelou-se uma ferramenta adequada para a previsão da qualidade da água nos cenários considerados e confirmou que o rio Lis apresenta graves problemas de poluição no troço mais a jusante em termos de oxigénio dissolvido, carência bioquímica de oxigénio, azoto e coliformes fecais. Salvaetti et al. (2008) analisaram as fontes de azoto na bacia hidrográfica do rio Dese-Zero em Itália, caracterizada por uma agricultura intensiva. Para avaliar as fontes de pontuais de azoto foi utilizado o modelo QUAL2E e para as fontes difusas foi utilizado o modelo BASINS-SWAT. O QUAL2E revelou-se apropriado para avaliar a qualidade da água do rio Dese-Zero resultante das fontes pontuais de poluição. O estudo concluiu que somente 20% do azoto provinha de fontes pontuais (ETAR e descargas industriais), os restantes 80% tinham origem na recarga dos aquíferos e nos canais de rega. Este estudo sublinha a importância das fontes difusas a nível da poluição dos recursos hídricos. Fan et al. (2008) combinaram a utilização do modelo QUAL2K, com o modelo HEC-RAS para avaliar a qualidade da água num rio em Taiwan sob influência das marés. A carência bioquímica de oxigénio, a amónia, o azoto, o fósforo total e a carência de sedimentos foram os contaminantes utilizados na simulação do QUAL2K. O modelo HEC-RAS foi utilizado para estimar as constantes hidráulicas e calcular o nível da água que influencia a concentração dos contaminantes. Os resultados mostraram que num rio sob influência das marés, utilizar o HEC-RAS como auxiliar do QUAL2K, produz índices de qualidade da água que em geral estão de acordo com os dados observados. Esta combinação revelou-se uma alternativa a nível da simulação da qualidade da água num rio quando os dados existentes forem insuficientes para avaliar a influência das marés.

5.5 Descrição do Modelo QUAL2Kw Segundo Cox (2003), todos os modelos são inicialmente desenvolvidos para objectivos particulares, não existindo por isso modelos perfeitos para todas as funcionalidades. Na altura de escolher um modelo de qualidade da água, deve-se tentar encontrar o equilíbrio entre modelos muito complexos, que necessitam de muitos dados, e modelos muito simples, que não têm o número suficiente de processos que permitam explicar a evolução dos constituintes. Tendo em conta os objectivos do presente estudo, os dados disponíveis e os que seriam possíveis de obter através do trabalho de campo, a disponibilidade do software, uma vez que convinha que fosse um programa de utilização gratuita, o grau de dificuldade de aprendizagem, perante o tempo disponível para a realização do trabalho e a capacidade do modelo para simular as diversas fontes de poluição existentes na área de estudo, o modelo




escolhido foi o QUAL2Kw (versão 5.1), desenvolvido por Pelletier et al., (2006). O modelo QUAL2Kw é uma adaptação do modelo de QUAL2K desenvolvido por Chapra e Pelletier em 2003, e representa uma versão actualizada do modelo de QUAL2E, desenvolvido por Brown e Barnwell em 1987, cujo principal objectivo do seu desenvolvimento foi ajudar a definir a localização de estações de tratamento de águas residuais (Reichert et al., 2001). O QUAL2Kw, é um modelo unidimensional, que simula o transporte e a variação de vários parâmetros da qualidade da água ao longo de uma linha de água, em condições de regime permanente. O modelo pode ser aplicado a situações em que os valores de caudal e de carga poluente afluentes ao sistema se mantêm constantes no tempo (Vieira, 2007). Relativamente às anteriores versões, a estrutura do QUAL2Kw inclui os seguintes novos elementos (Chapra et al., 2007):

• Software e interfaces gráficos. O QUAL2K está implementado num ambiente Windows, é programado em Visual Basic e o Excel é utilizado como o interface entre o modelo e o utilizador;

• Segmentação do modelo. A nível da segmentação do rio, o QUAL2K usa diferentes espaçamentos, o que permite, que novas entradas e saídas, pontuais ou difusas, possam ser adicionadas em qualquer trecho do rio;

• CBO. O QUAL2K utiliza duas formas de CBO para representar o carbono orgânico, a lentamente oxidável (CBO lenta) e a rapidamente oxidável (CBO rápida);

• Ambientes anóxicos. O QUAL2K inclui situações anóxicas, reduzindo as reacções de oxidação a zero nos níveis mais baixos de oxigénio. A desnitrificação é modelada como uma reacção de 1ª ordem, que ocorre com baixas concentrações de oxigénio;

• Interacções sedimentos-água. Os fluxos de oxigénio dissolvido e nutrientes são simulados internamente, em vez de estarem pré-definidos.

• Algas de fundo. O modelo simula directamente as algas de fundo na coluna de água; • Extinção luz. A extinção da luz é calculada em função das algas, dos detritos e dos

sólidos inorgânicos; • pH. O pH do rio é simulado tendo em conta, tanto a alcalinidade como o carbono

inorgânico total; • Microrganismos patogénicos. A remoção de microrganismos patogénicos é

determinada em função da temperatura, da luz e da sedimentação; • Metabolismo na zona hiporreica. São simulados os metabolismos na zona hiporreica.

Uma vez que tentar estimar todos os parâmetros cinéticos de um modelo através de dados observados é difícil, senão mesmo impossível, o QUAL2Kw possui como complemento um sistema de auto-calibração que utiliza um algoritmo genético de modo maximizar o




ajustamento dos resultados, quando comparados com os dados observados (Reichert et al., 2001; Kannel et al., 2007). O modelo QUAL2Kw pode simular uma série de parâmetros onde se inclui a temperatura, pH, carência bioquímica de oxigénio carbonácea, carência de oxigénio dos sedimentos, oxigénio dissolvido, azoto orgânico, azoto amoniacal, nitritos e nitratos, fósforo orgânico, fósforo inorgânico, azoto total, fósforo total, fitoplâncton e algas de fundo (Kannel et al., 2007). A teoria subjacente ao funcionamento do modelo é descrita de forma detalhada, por Pelletier e Chapra (2008), conforme apresentamos de seguida:

5.5.1 Segmentação

Presentemente o modelo simula o curso principal de um rio conforme representado na Figura 5.1. Os afluentes não são modelados explicitamente, mas podem ser representados como fontes pontuais.

Figura 5.1 – Esquema de segmentação do modelo QUAL2K (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008).

1

2

3

456

8

7

Non-pointabstraction

Non-pointsource

Point source

Point source

Point abstractionPoint abstraction

Headwater boundary

Downstream boundary

Point source

Limite a montante

Limite a jusante

Fonte pontual

Fonte difusa

Saída difusa

Fonte pontual

Saída pontual Saída pontual

Fonte pontual




5.5.2 Balanço de massa

Um balanço de massa em estado estacionário é aplicado a cada segmento:

iabiinii QQQQ ,,1 −+= − (5.1)

onde Qi é o caudal de saída do trecho i para o trecho a jusante i+1 (m³/d), Qi-1 é o caudal de entrada no trecho i proveniente do trecho a montante i-1 (m³/d), Qin,i é o caudal total que entra no trecho devido às fontes pontuais e difusas (m³/d) e Qab,i é o caudal total que sai do trecho devido às saídas pontuais e difusas (m³/d) (Figura 5.2).

i i + 1i − 1Qi−1 Qi

Qin,i Qab,i

Figura 5.2 – Balanço de massa do trecho (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008). O caudal total de entrada das fontes é representado por:

∑∑==

+=npsi

jjinps

psi

jjipsiin QQQ

1,,

1,,, (5.2)

onde Qps,i,j é o caudal da fonte pontual j que entra no trecho i (m³/d), psi = número total de fontes pontuais que entram no trecho i, Qnps,i,j é o caudal da fonte difusa j que entra no trecho i (m³/d) e npsi = número total de fontes difusas que entram no trecho i. O caudal total de saída das extracções é calculado através da seguinte expressão:

∑∑==

+=npai

jjinpa

pai

jjipaiab QQQ

1,,

1,,, (5.3)

onde Qpa,i,j é o caudal de extracção pontual j no trecho i (m³/d), pai = número total de extracções pontuais do trecho i, Qnpa,i,j é o caudal de extracção difuso j no trecho i (m³/d) e npai = número total de extracções difusas do trecho i.




As fontes difusas e as extracções são modeladas como fontes uniformes lineares. Na Figura 5.3, podemos observar que a fonte difusa ou extracção é demarcada pelos seus pontos iniciais e finais do segmento. O caudal é distribuído ao longo de cada trecho de uma forma ponderada.

Figura 5.3 – O modo como é distribuído o caudal de uma fonte difusa num trecho (Adaptado:

Pelletier e Chapra, 2008).

5.5.3 Características hidráulicas

Uma vez determinado o caudal de saída de cada trecho, a profundidade e a velocidade podem ser calculadas por três métodos diferentes. Neste estudo optou-se por utilizar a equação de Manning que se descreve de seguida. Cada trecho do rio é idealizado como um canal trapezoidal (Figura 5.4). Para caudal constante, a equação de Manning pode ser usada para expressar a relação entre o caudal e a profundidade:

3/2

3/52/10

PA

nS

Q c= (5.4)

onde Q = caudal (m³/s), S0 = inclinação do fundo (m/m), n = coeficiente de rugosidade de Manning, Ac = área de secção transversal (m2), e P = perímetro molhado (m).

Qnpt

25%Qnpt 25%Qnpt 50%Qnpt

start endfim início




Q, UB0

1 1ss1 ss2

H

S0

Figura 5.4 – Canal trapezoidal (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008). A área de secção transversal de um canal trapezoidal é calculada através da seguinte expressão:

[ ]HHssBA ssc )(5.0 210 ++= (5.5) onde B0 = largura do fundo (m), ss1 e ss2 = inclinações laterais (m/m) e H = profundidade (m). O perímetro molhado é calculado da seguinte forma:

11 22

210 ++++= ss sHsHBP (5.6)

Após substituir as Equações (5.5) e (5.6) na equação (5.4), esta pode ser resolvida iterativamente para determinar a profundidade:

[ ]121010/3

5/2221

2110

5/3

)(5.0

11)(

−

−−

++

++++

=kss

sksk

k HssBS

sHsHBQnH (5.7)

onde k = 1, 2..., n, sendo n = número das iterações. O método iterativo termina quando o erro estimado é inferior a 0,001 %. O erro estimado é calculado através da expressão:

%1001

1 ×−

=+

+

k

kka H

HHε (5.8)

A área de secção transversal pode ser determinada com a Equação 5.5 e a velocidade pode ser determinada a partir da equação de continuidade:




cAQU = (5.9)

A largura média do canal, B (m), pode ser calculada pela expressão:

HA

B c= (5.10)

Na Quadro 5.2 são apresentados alguns valores para o coeficiente de rugosidade de Manning. Quadro 5.2 – Coeficiente de rugosidade de Manning para várias superfícies de canais abertos

(Adaptado: Chapra, 1997).

Tipo de canal n

Canais revestidos

Betão 0.012

Fundo de cascalho com lados de:

betão 0.020

pedra irregular argamassada 0.023

cascalho seco ou empedrado 0.033

Cursos de água naturais

Limpo, em linha recta 0.025 - 0.04

Limpo, sinuoso e alguma vegetação 0.03 - 0.05

Vegetação e charcos, sinuoso 0.05

Cursos de água de montanha com pedras 0.04 - 0.10

O coeficiente de rugosidade de Manning, n, varia tipicamente com o caudal e a profundidade. Como a profundidade diminui para caudais baixos, a rugosidade relativa aumenta.

5.5.4 Tempo de passagem

O tempo de residência em cada trecho é calculado como:




k

kk Q

V=τ (5.11)

onde τk = tempo de residência no trecho k (d), Vk = volume do trecho k (m³), igual a Ac,k∆xk, sendo ∆xk o comprimento do trecho k (m). Estes tempos são acumulados para determinar o tempo de passagem de cada trecho i, de montante até jusante:

∑=

=i

kkitt

1, τ (5.12)

onde tt,i = tempo de passagem (d).

5.5.5 Dispersão longitudinal

Para determinar a dispersão longitudinal é aplicada uma fórmula baseada nas características hidráulicas do canal:

*

22

, 011.0ii

iiip UH

BUE = (5.13)

onde Ep,i = dispersão longitudinal entre os trechos i e i + 1 (m²/s), Ui = velocidade (m/s), Bi = largura (m), Hi = profundidade média (m) e Ui

* = velocidade de atrito (m/s), que é calculada pela expressão:

iii SgHU =* (5.14)

onde g = aceleração da gravidade (9,81 m/s2) e S = inclinação do canal (m/m). Depois de calculado o Ep,i, a dispersão numérica é calculada como:

2,ii

inxU

E∆

= (5.15)

A dispersão Ei (valor utilizado nos cálculos do modelo) é determinada da seguinte forma:

• Se En,i ≤ Ep,i, a dispersão do modelo é dada por Ei = Ep, i - En, i. • Se En,i > Ep,i, a dispersão do modelo é igual a zero.




Para o último caso, a dispersão resultante será maior do que a dispersão física. Deste modo, a mistura dispersiva será maior que na realidade. No entanto, deve referir-se que para a maioria dos rios em estado estacionário, o impacto desta sobrestimativa no gradiente da concentração será desprezável.

5.5.6 Constituintes do modelo

As variáveis do modelo são apresentadas na Quadro 5.3. Os constituintes da coluna de água são indicados pelo subscrito “1” ou sem subscrito, e da água na zona hiporreica são indicados pelo subscrito “2”, excepto para as algas de fundo na coluna de água (ab INb, IPb) e as bactérias heterotróficas na zona hiporreica dos sedimentos (ah).

Quadro 5.3 – Variáveis de estado do modelo QUAL2Kw (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008).

Variável Símbolo Unidades

Condutividade s1, s2 µmhos

Sólidos suspensos inorgânicos mi,1, mi,2 mg D/L

Oxigénio dissolvido o1, o2 mg O2/L

CBOC de reacção lenta cs,1, cs,2 mg O2/L

CBOC de reacção rápida cf,1, cf,2 mg O2/L

Azoto orgânico no,1, no,2 µg N/L

Azoto amoniacal na,1, na,2 µg N/L

Nitratos nn,1, nn,2 µg N/L

Fósforo orgânico po,1, po,2 µg P/L

Fósforo inorgânico pi,1, pi,2 µg P/L

Fitoplâncton ap,1, ap,2 µg A/L

Detritos (SST) mo,1, mo,2 mg D/L

Patogénicos (CF) x1, x2 UFC/100 mL

Constituinte genérico (CQO) gen1, gen2 mg O2/L

Alcalinidade Alk1, Alk2 mg CaCO3/L




Quadro 5.3 – Variáveis de estado do modelo QUAL2Kw (Fonte: Pelletier e Chapra, 2008) (cont.).

Variável Símbolo Unidades

Carbono inorgânico total cT,1, cT,2 mol/L

Algas de fundo (ab na camada da superfície da água), biofilme constituído por bactérias heterotróficas (ah

na zona hiporreica para opção do nível 2)ab,ah g D/m2

Azoto nas algas de fundo INb mg N/m2

Fósforo nas algas de fundo IPb mg P/m2

Neste estudo seleccionou-se a opção nível 1 para a simulação dos constituintes da qualidade da água presentes na zona hiporreica, que inclui a simulação da oxidação rápida de CBOC utilizando uma cinética de ordem zero ou de 1.ª ordem com atenuação de CBOC e OD na zona hiporreica dos sedimentos. O balanço de massa geral para um determinado constituinte, com excepção das variáveis relacionadas com as algas de fundo, é descrito para cada trecho da seguinte forma (Figura 5.5):

( ) ( ) ( )iii

ihypi

i

iii

i

iii

i

ii

i

iabi

i

ii

i

ii ccV

ES

VWcc

VEcc

VEc

VQ

cVQc

VQ

dtdc

−+++−+−+−−= +−−

−−

,2

',

1

'

1

'1,

11 (5.16)

onde Wi = entrada externa do constituinte no trecho i (g/d ou mg/d) e Si = ganhos e perdas do constituinte devido a reacções e a mecanismos de transferência de massa (g/m3/d ou mg/m3/d). A troca de massa entre a superfície de água e a zona hiporreica é representada pelo caudal de permuta hiporreica no trecho i (E’hyp,i em m3/d) e pela diferença de concentração na superfície da água (ci) e na zona hiporreica (c2,i).




iinflow outflow

dispersion dispersion

mass load mass abstraction

atmospherictransfer

sediments bottom algae

sedimentos algas de fundo

transferência atmosférica

entrada de massa saída de massa

dispersão dispersão

caudal de entrada caudal de saída

Figura 5.5 – Balanço de massa (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008). Com excepção das bactérias heterotróficas na forma de biofilme, o balanço de massa geral para a concentração de um constituinte na zona hiporreica dos sedimentos em cada trecho (c2,i) é descrito como:

( )iii

ihypi

i ccVE

Sdt

dc,2

,2

',

,2,2 −+= (5.17)

onde S2,i = ganhos e perdas do constituinte na zona hiporreica devido a reacções, V2,i =

100/,2,, iistis HAφ = volume de água nos poros na zona hiporreica (m3), is,φ é a porosidade na

zona hiporreica [número adimensional entre 0 e 1], Ast,i = área superficial do trecho (m2) e H2,i

= espessura da zona hiporreica (cm). A porosidade pode ser definida como a fracção do volume total de sedimentos que está ocupada pela fase líquida e que está interligada (Chapra, 1997). A carga externa é calculada como:

∑∑==

+=npsi

jjnpsijinps

psi

jjpsijipsi cQcQW

1,,,

1,,, (5.18)

onde cps,i,j é a concentração da fonte pontual j para o trecho i (mg/L) e cnps,i,j é a concentração da fonte difusa j no trecho i (mg/L).




Para as algas de fundo, os termos de transporte e carga são omitidos,

ibib S

dtda

,, = (5.19)

ibNb S

dtdIN

, = (5.20)

ibPb S

dtdIP

, = (5.21)

onde Sb,i = ganhos e perdas de biomassa das algas de fundo devido a reacções (g/D/m2/d), SbN,i = ganhos e perdas de azoto das algas de fundo devido a reacções (mgN/m2/d), e SbP,i = ganhos e perdas de fósforo das algas de fundo devido a reacções (mg P/m2/d). Para os sólidos suspensos inorgânicos, fitoplâncton e detritos, é assumido que são depositados da coluna de água para os sedimentos na zona de diagénese e não entram na água dos poros da zona hiporreica. A justificação para esta hipótese é que tipicamente a troca hiporreica não ocorre em áreas de deposição de sedimentos finos. O submodelo da diagénese dos sedimentos tem em linha de conta o metabolismo anaeróbio do material depositado nos sedimentos. O submodelo hiporreico considera o metabolismo aeróbio das bactérias heterotróficas na zona hiporreica. Os materiais suspensos são transportados para a água através dos poros da zona hiporreica (Vieira, 2007). Os ganhos e perdas para as variáveis de estado são apresentados na Figura 5.6 (de salientar, que os níveis internos de azoto e fósforo nas algas de fundo não são descritos).




dn

upipo

h

e

d

s

s

s

sodcf

re

se

se se

se

s

smi

s

Alk

sX

h nanon nn

cf

hcs

oxoxmo

dsrod

rda

rna

rpaIN

IPa

p

r

s

u

e

o

cT

ocT

o

cT

ocT

ocT

dn

upipo

h

e

d

s

s

s

sodcf

re

se

se se

se

s

smi

s

Alk

sX

h nanon nn

cf

hcs

oxoxmo

dsrod

rda

rna

rpaIN

IPa

p

r

s

u

e

o

cT

ocT ocT

o

cT

ocT

ocT

Figura 5.6 – Modelos cinéticos e processos de transferência de massa. As variáveis de estado são definidas no Quadro 5.2. Os processos cinéticos são: dissolução (ds), hidrólise (h), oxidação (ox), nitrificação (n), desnitrificação (dn), fotossíntese (p), respiração (r), excreção (e), morte (d), e respiração/excreção (rx). Os processos de transferência de massa são: rearejamento (re), sedimentação (s), carência de oxigénio dos sedimentos (COS), troca nos sedimentos (se) e fluxo de carbono inorgânico nos sedimentos (cf) (Adaptado: Pelletier e Chapra, 2008). Para além das variáveis de estado do modelo, o QUAL2Kw também apresenta várias variáveis compostas que são calculadas da seguinte forma: Carbono Orgânico Total (mg C/L):

ocdpcaoc

fs mrarr

ccTOC ++

+= (5.22)

Azoto Total (µg N/L):

pnanao arnnnTN +++= (5.23)

COS




Fósforo Total (µg P/L):

ppaio arppTP ++= (5.24)

Azoto Total de Kjeldahl (µg N/L):

pnaao arnnTKN ++= (5.25)

Sólidos Suspensos Totais (mg D/L):

iopda mmarTSS ++= (5.26)

CBOC última (mg O2/L):

ocdocpcaocfsu mrrarrccCBOD +++= (5.27)

5.5.7 Reacções fundamentais

As equações químicas seguintes são usadas para representar as principais reacções bioquímicas que ocorrem no modelo: Fotossíntese e Respiração: Amónio como substrato:

+−+ ++←→

+++ H14O107PNOHCOH108HPONH16106CO 2116110263106R

P

22442 (5.28)

Nitrato como substrato:

2116110263106R

P+

22432 O138PNOHC18H+OH122HPONO16106CO +

←→

+++ −− (5.29)

Nitrificação:

+−+ ++→+ 2H OH NO 2O NH 2324 (5.30)




Desnitrificação:

O7H 2N 5CO 4H 4NO O5CH 22232 ++→++ +− (5.31)

5.5.8 Relações estequiométricas

O modelo requer que a relação estequiométrica da matéria orgânica (ex: fitoplâncton e detritos) seja especificada pelo utilizador. Como uma primeira aproximação é sugerida a seguinte relação:

mgA 1000 : mgP 1000 : mgN 7200 : gC 40 : gD 100 Os termos D, C, N, P e A referem-se a matéria orgânica (peso seco), carbono, azoto, fósforo e clorofila-a respectivamente. Estes valores são depois combinados para determinar as razões estequiométricas:

gYgX

=xyr (5.32)

onde X = massa do elemento X (g) e Y = massa do elemento Y (mg). Por exemplo, a quantidade de detritos (em peso seco) que é libertada devido à morte de 1 mg de fitoplâncton pode ser calculada como:

mgAgD1.0

mgA 1000gD 100

==dar (5.33)

O modelo requer que sejam introduzidas as taxas de produção e consumo de oxigénio. Se o azoto amoniacal é o substrato, a seguinte razão pode ser usada (baseada na Equação 5.28) para determinar a quantidade de oxigénio produzido por grama de biomassa produzida através da fotossíntese:

gC gO

69.2)gC/moleC 12(moleC 106

)/moleOgO 32(moleO 107 2222 ==ocar (5.34)

Se o nitrato é o substrato, aplica-se a seguinte razão (baseada na Equação 5.23):




gC gO

47.3)gC/moleC 12(moleC 106

)/moleOgO 32(moleO 138 2222 ==ocnr (5.35)

De referir, que a Equação 5.28 é também usada para estabelecer a relação estequiométrica relativa ao oxigénio consumido na respiração das plantas. Para a nitrificação, a razão é a seguinte:

gNgO

57.4)gN/moleN 14(moleN 1

)/moleOgO 32(moleO 2 2222 ==onr (5.36)

Conforme representado pela Equação 5.31 a CBOC é utilizada durante a desnitrificação:

mgNgO

0.00286mgN 1000

gN 1gN/moleN 14 moleN 4gC/moleC 12moleC 5

gCgO

67.2 22 =×××

=ondnr (5.37)

5.5.9 Efeito da temperatura

O efeito da temperatura para todas as reacções de primeira-ordem utilizadas no modelo é representado por:

20)20()( −= TkTk θ (5.38) onde k(T) = taxa de reacção (d-1) à temperatura T (ºC) e θ = coeficiente da temperatura para a reacção.

5.6 Adaptação do Modelo QUAL2Kw ao Troço Final do Rio Lis

5.6.1 Descrição do sistema sujeito a modelação

O troço do rio Lis modelado tem cerca de 10,25 km de extensão, começando no Açude das Salgadas em Monte Real e acabando na foz do rio junto à Praia da Vieira. O troço do rio foi dividido em 15 segmentos (trechos), com um comprimento máximo de 1 km (Figura 5.7). A largura e profundidade das secções do troço modelado foram especificadas tendo em conta os elementos obtidos no trabalho de campo.




O declive longitudinal dos segmentos varia entre 0,1 m/km e 0,9 m/km, os valores atribuídos a cada segmento foram retirados do “Estudo para a definição da solução base de despoluição das bacias do rio Lis e da ribeira de Seiça”, elaborado pela Hidrovia em1996. Considerou-se que o curso de água modelado possuía secção transversal trapezoidal com um declive de encostas constante e igual (PBH do rio Lis, 2001). Assumiu-se que o coeficiente de Manning era constante no troço modelado e igual a 0,035 (Vieira, 2007).

E.E. das Salgadas (9,50 km)

Sifão da Vala da Pedra (4,40 km) Colector do Boco (4,30 km)

B - ETAR da Vieira de Leiria (2,50 km) E.E. da Bajanca (3,25 km)

A - ETAR Norte (4,75 km)

Açude das Salgadas

1 - Açude das Salgadas (10,25 km) 1

2

3

4

5

2 - Ponte da Galeota (5,25 km)6

78

9

10

11

12

13

4 - Ponte das Treçenas (1,50 km)

14

15

Praia da Vieira(0 km)

Foz

E.E. do Boco (4,40 km) 3 - Boco

(4,35 km)

Figura 5.7 – Segmentação do troço do rio Lis em estudo, com a localização das estações de amostragem e das fontes pontuais de poluição (Adaptado: Vieira, 2007).




O modelo QUAL2Kw foi aplicado ao troço do rio Lis em estudo, considerando os dados observados nos dias 9, 14, 23 e 29 de Julho para calibração do modelo e 7 e 20 de Agosto de 2009 para verificação do mesmo. Os resultados são apresentados para 3 dias de simulação, tempo considerado necessário para se garantir que o sistema atinge o estado estacionário (Vieira, 2007).

5.6.2 Calibração do modelo

A calibração é o passo principal na utilização de um modelo de avaliação da qualidade da água (Reichert et al., 2001). O processo de calibração de um modelo matemático tem por objectivo encontrar os valores apropriados para os parâmetros do modelo (PBH do rio Lis, 2001). Uma vez que os parâmetros dos modelos de avaliação da qualidade da água, não são suficientemente universais para que os mesmos, possam descrever diferentes sistemas reais. Por isso, torna-se necessário obter parâmetros específicos para os diferentes modelos através da calibração dos dados observados, de modo a adequar o modelo o mais possível a um sistema real (Reichert et al., 2001). Para atingir tal objectivo é necessário seleccionar várias situações em que sejam conhecidas as variáveis de entrada e de saída do modelo. Os valores dos parâmetros serão aqueles que a partir das variáveis de entrada permitam ao modelo reproduzir o mais fielmente possível os valores das variáveis de saída (PBH do rio Lis, 2001). O conhecimento sobre os intervalos de valores admissíveis para cada parâmetro e dos valores típicos em função das características dos cursos de água é de extrema importância porque, com os dados disponíveis, é extremamente difícil indicar para alguns dos parâmetros de calibração os valores específicos para o troço do rio em causa (PBH do rio Lis, 2001). A gama de valores para os parâmetros cinéticos do modelo QUAL2Kw pode ser obtida através dos valores apresentados por defeito no modelo que se encontra disponível para utilização na página da USEPA (Pelletier e Chapra, 2008), da bibliografia existente, onde se incluem diversos artigos publicados sobre o modelo QUAL2Kw (Pelletier et al., 2006; Kannel et al., 2007) e estudos realizados para o caso específico do rio Lis, nomeadamente o Plano de Bacia Hidrográfica do Lis (2001) e Vieira (2007). No caso concreto deste estudo, para a calibração foram considerados os valores dos parâmetros cinéticos e estequiométricos do modelo descritos em Vieira (2007), de modo a reproduzir os valores observados no mês de Julho, relativos aos seguintes parâmetros de




qualidade da água: caudal (m3/s), pH, temperatura (ºC), condutividade (µS/cm), OD (mg O2/L), CQO (mg O2/L), CBOu (mg O2/L), azoto total (µg N/L), azoto amoniacal (µg N-NH4/L), nitratos (µg N-NO3/L), nitritos (µg N-NO2/L), fósforo total (µg P/L), SST (mg/L) e coliformes fecais (UFC/100mL). Para a determinação das cinéticas, considerou-se a temperatura da água medida no rio Lis de aproximadamente 20 oC (os valores médios da temperatura da água variaram entre 18,1 e 21,1 oC nas campanhas de Julho). Na adaptação do modelo QUAL2Kw ao troço final do rio Lis, foram ainda introduzidos no modelo os dados observados no rio, as fontes pontuais provenientes da ETAR Norte e ETAR de Vieira de Leiria e estimaram-se as contribuições de, três estações elevatórias propriedade da Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis (Salgadas, Boco e Bajanca), do sifão da Vala da Pedra e do colector do Boco tal como se pode observar na Figura 5.7. Como o modelo considera a CBO última (CBOu), foi necessário converter a CBO5 em CBOu, através da seguinte relação (Kannel et al., 2007):

ku eCBOCBO 5

5

1 −−= (5.39)

onde k = constante cinética de decomposição de CBOC (d-1). Os valores de k para efluentes contaminados com carbono orgânico variam na gama de 0,05-0,3 d-1 (Chapra, 1997). Tendo em conta o baixo caudal do rio no período de Verão, a que corresponde um aumento do tempo de escoamento e uma temperatura da água mais elevada, considera-se que a matéria orgânica presente no troço do rio Lis em estudo já se encontra totalmente oxidada, o mesmo pressuposto foi assumido para o efluente tratado da ETAR Norte, considerando-se que a componente orgânica biodegradável é oxidada durante o processo de tratamento, pelo que, para este estudo assumiu-se um valor de k = 0,1 d-1, considerando a componente orgânica existente, de difícil oxidação. A fórmula utilizada para o cálculo da taxa de rearejamento foi a fórmula de Owens-Gibbs, desenvolvida para linhas de água pouco profundas (0,12 – 0,73m) e velocidades baixas (0,03 – 0,55 m/s) (Chapra, 1997). A auto-calibração do modelo foi efectuada recorrendo ao algoritmo genético descrito em Pelletier et al. (2006) e que faz parte integrante da versão do modelo utilizado. Os algoritmos genéticos fazem parte de um conjunto de técnicas de optimização numérica semelhantes ao processo de selecção natural. A sua aplicação, em diversos tipos de modelos, tem obtido resultados muito satisfatórios (Pelletier et al., 2006).




O algoritmo genético utilizado pelo QUAL2Kw minimiza as diferenças entre os resultados do modelo e os valores observados por ajuste de um grande número de parâmetros cinéticos, num número de corridas imposto pelo utilizador para definir a população, através da maximização da função f(x) representada na Equação 5.40 e onde x ≡ (x1, x2,..., xn) e xk estará no intervalo [0, 1] (Pelletier et al., 2006). O tamanho da população mantém-se constante ao longo da evolução do processo. Ao invés de a população evoluir somente até que algum critério de tolerância seja satisfeito, o algoritmo genético continua a evolução durante o número de gerações definidas pelo utilizador (Pelletier et al., 2006; Vieira, 2007).

( )( )[ ]

−

=

∑∑

∑∑ =

==2/1

1

11 /

/1)(mOP

mO

wwxf

ijij

m

j ijn

i i

n

ii (5.40)

onde Oi,j = valores observados, Pi,j = valores previstos, m = número de pares de valores previsto e observado, wi = factor de ponderação e n = número de variáveis de estado. O modelo de transporte Euleriano foi usado no processo de integração e o modelo de Newton-Raphson usado para a modelação do pH. Na auto-calibração considerou-se um número de corridas, np, igual a 100 (model runs in a population) e ngen igual a 50 iterações (Kannel et al., 2007).

Quadro 5.4 – Parâmetros de calibração do modelo QUAL2Kw para o troço final do rio Lis (Adaptado: Vieira, 2007).

Parâmetros Valores Unidades Auto-cal. Minimo Máximo

Carbono 40 gC Não 30 50Azoto 7,2 gN Não 3 9Fósforo 1 gP Não 0,4 2Peso Seco 100 gD Não 100 100Clorofila 1 gA Não 0,5 2Velocidade de sedimentação de SSI 0,34 m/d Sim 0 2Modelo de arejamento Owens-Gibbs NãoTaxa de hidrólise de CBOClenta 2,52 /d Sim 0 4,2Taxa de degradação de CBOClenta 4,19 /d Sim 0 4,2Taxa de degradação de CBOCrápida 3,48 /d Sim 0 4,2Taxa de hidrólise de N-orgânico 0,11 /d Sim 0 0,4Velocidade de decantação de N-orgânico 0,14 m/d Sim 0,001 1Taxa de nitrificação 0,39 /d Sim 0 10Taxa de desnitrificação 1,35 /d Sim 0 2Coeficiente de transf. sedimentar de desnitrificação 0,04 m/d Sim 0 1




Quadro 5.4 – Parâmetros de calibração do modelo QUAL2Kw para o troço final do rio Lis (Adaptado: Vieira, 2007) (cont.).

Parâmetros Valores Unidades Auto-cal. Minimo Máximo

Taxa de hidrólise de P-orgânico 0,07 /d Sim 0,01 0,7Velocidade de decantação de P-orgânico 0,24 m/d Sim 0,001 1Velocidade de decantação de P-inorgânico 0,69 m/d Sim 0 2Constante de atenuação de oxigénio (meia-saturação) de P 1,77 mgO2/L Sim 0 2Fitoplancton:Taxa máxima de crescimento 2,68 /d Sim 1,5 3Taxa de respiração 0,22 /d Sim 0 1Taxa de decaimento 0,32 /d Sim 0 1Constante de meia-saturação para azoto 137,94 ugN/L Sim 0 150Constante de meia-saturação para fósforo 37,44 ugP/L Sim 0 50Constante de meia-saturação para o carbono inorgânico 1,25E-04 moles/L Sim 1,30E-06 1,30E-04HCO3

- como substrato SimFunção limitante da luz Meia saturaçãoConstante da luz (modelo de meia-saturação) 25,16 langles/d Sim 12,58 50,32Factor algal de preferência por NH3 0,57 ugN/L Sim 0 25Velocidade de decantação 0,02 m/d Não 0 5Plantas de fundo:Modelo de crescimento Ordem zeroTaxa máxima de crescimento 42,83 mgA/m2/d Sim 0 500Capacidade de transporte (modelo de 1.ª ordem) 1000 mgA/m2 Não 1000 1000Taxa de respiração 0,07 /d Sim 0,05 0,5Taxa de excreção 0,25 /d Sim 0 0,5Taxa de decaimento 0,50 /d Sim 0 0,5Constante de meia-saturação para o azoto 157,35 ugN/L Sim 10 300Constante de meia-saturação para o fósforo 39,59 ugP/L Sim 1 50Constante de meia-saturação para o carbono inorgânico 2,30E-05 moles/L Sim 1,30E-06 1,30E-04HCO3

- como substrato SimFunção limitante da luz Meia saturaçãoConstante da luz (modelo de meia-saturação) 98,83 langles/d Sim 1 100Factor de preferência por NH3 19,61 ugN/L Sim 1 100Cota de substância para o azoto 5,82 mgN/mgA Sim 0,0072 7,2Cota de substância para o fósforo 0,18 mgP/mgA Sim 0,001 1Velocidade máxima de utilização de azoto 104,06 mgN/mgA/d Sim 1 500Velocidade máxima de utilização de fósforo 390,89 mgP/mgA/d Sim 1 500Rácio interno de azoto (meia saturação) 4,40 Sim 1,05 5Rácio interno de fósforo (meia saturação) 3,04 Sim 1,05 5Taxa de decaimento CF 0,41 /d Sim 0 5Velocidade de decantação CF 1 m/d Sim 1 1Velocidade de decaimento de CQO 0,0021 /d Sim 0 0,8Velocidade de decantação de CQO 0,79 m/d Sim 0 1




5.7 Resultados e Discussão

5.7.1 Calibração do modelo

Os resultados da calibração para os dados observados nas campanhas de Julho, estão representados nas figuras seguintes.

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,50,6

0,7

0,8

0246810

Distância à foz (Km)

Cau

dal (

m3 /s

)

Valor do modelo Valor observado

0

5

10

15

20

25

0246810Distância à foz (Km)

Tem

pera

tura

(º C

)

Valor do modelo Valor observadoValor mínimo Valor máximo

Figura 5.8 – Resultados da calibração (caudal e temperatura) para o troço final do rio Lis.

0123456789

10


pH

Valor do modelo Valor observadoValor mínimo Valor máximoValor de saturação

0

2

4

6

8

10

12


OD

(mg/

L)


Figura 5.9 – Resultados da calibração (pH e OD) para o troço final do rio Lis.




0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000


Con

dutiv

idad

e (µS

/cm

)


0

5

10

15

20

25

30

35

40

0246810


SST

(mg/

L)


Figura 5.10 – Resultados da calibração (condutividade e SST) para o troço final do rio Lis.

02468

1012141618


CB

OC

(mg/

L)


05

101520253035404550


CQ

O (m

g/L

)


Valor mínimo Valor máximo

Figura 5.11 – Resultados da calibração (CBOC e CQO) para o troço final do rio Lis.




0

2

4

6

8

10

12

0246810


Azo

to to

tal

(mg

N/L

)


0

1

2

3

4

0246810


N-a

mon

iaca

l (m

g N

/L)



Figura 5.12 – Resultados da calibração (azoto total e azoto amoniacal) para o troço final do

rio Lis.

0

1

2

3

4

5

6

7


Nitr

ato

+ ni

trito

(mg

N/L

)



0

1

2

3

4

5

0246810


Fósf

oro

tota

l (m

g P/

L)


Figura 5.13 – Resultados da calibração (nitrato + nitrito e fósforo total) para o troço final do

rio Lis.




0

5000

10000

15000

20000

25000

30000


CF

(ufc

/100

mL

)


Figura 5.14 – Resultados da calibração (coliformes fecais) para o troço final do rio Lis.

5.7.2 Verificação do modelo

De modo a confirmar a consistência do modelo, os resultados da calibração foram verificados com os dados observados nas campanhas de Agosto, que a seguir se apresentam.

0

5

10

15

20

25

30

0246810


Tem

pera

tura

(ºC

)



0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0246810


Cau

dal

(m3 /s

)


Figura 5.15 – Resultados da verificação (caudal e temperatura) para o troço final do rio Lis.




0123456789

10


pH


0

2

4

6

8

10

12


OD

(mg/

L)


Figura 5.16 – Resultados da verificação (pH e OD) para o troço final do rio Lis.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

0246810


Con

dutiv

idad

e (µ

S/cm

)


0

5

10

15

20

25

0246810


SST

(mg/

L)



Figura 5.17 – Resultados da verificação (condutividade e SST) para o troço final do rio Lis.




02468

101214161820

0246810


CB

OC

(mg/

L)


05

1015202530354045


CQ

O (m

g/L

)



Figura 5.18 – Resultados da verificação (CBOC e CQO) para o troço final do rio Lis.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0246810


Azo

to to

tal (

mg

N/L

)



0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0246810


N-a

mon

iaca

l (m

g N

/L)


Figura 5.19 – Resultados da verificação (azoto total e azoto amoniacal) para o troço final do

rio Lis.




0

1

2

3

4

5

6

7

8

0246810


Nitr

ato

+ ni

trito

(mg

N/L

)



0

1

2

3

4

5

0246810


Fósf

oro

tota

l (m

g P/

L)



Figura 5.20 – Resultados da verificação (nitrato + nitrito e fósforo total) para o troço final do

rio Lis.

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000


CF

(ufc

/100

mL)


Figura 5.21 – Resultados da verificação (coliformes fecais) para o troço final do rio Lis.

5.7.3 Análise do procedimento de calibração e de verificação

5.7.3.1 Conclusão

Os resultados da calibração e da verificação do modelo, revelaram-se satisfatórios, com algumas excepções na zona junto à foz do rio, facto que poderá estar associado com os complexos processos naturais que se desenvolvem nesta zona do rio, devido à influência das marés.




De um modo geral, os gráficos resultantes da calibração e verificação do modelo QUAL2Kw corroboraram a análise aos dados observados feita no Capítulo 4, permitindo-nos observar as tendências dos diversos parâmetros indicadores da qualidade da água e as alterações da qualidade da água que se verificam ao longo do rio. Por último, os gráficos permitiram identificar a existência de valores anormais de alguns parâmetros indicadores da qualidade da água junto à foz (ex.: condutividade, SST, CQO e azoto amoniacal), que a análise directa dos dados não faz sobressair. Na calibração e verificação do modelo, para quantificar a distância média entre os valores observados e os valores modelados determinou-se a raiz do erro quadrático médio, cujos valores se apresentam no Quadro 5.5.

Quadro 5.5 – Raiz do erro quadrático médio entre os valores observados e os valores modelados.

Calibração VerificaçãopH 4,3 4,4Temperatura 2,2 1,2Condutividade 1 219,0 1 298,2Oxigénio dissolvido 1,5 2,3SST 11,7 5,2CBOC 1,9 4,4CQO 8,6 8,5Azoto total 882,1 567,9Azoto amoniacal 1 097,2 1 055,0Nitratos 1 640,4 1 897,1Fósforo total 217,6 214,6Coliformes fecais 683,5 1 506,6

ParâmetrosRaiz do erro quadrático médio (%)

Fazendo uma análise mais detalhada aos resultados da calibração, podemos referir que relativamente à temperatura e ao oxigénio dissolvido, os resultados ajustam-se de forma aceitável aos valores observados, não se considerando que estes parâmetros tenham qualquer impacto negativo na qualidade da água do rio. Os resultados da calibração do pH coincidem com os valores observados e revelam um comportamento constante deste parâmetro ao longo do rio, não se considera por isso, que origine quaisquer alterações ambientais no rio.




Relativamente aos sólidos suspensos totais, a calibração não se mostrou eficiente na zona junto à foz, o que pode ser explicado por a foz ser uma zona com grande quantidade de sedimentos em suspensão, quer pelo caudal do próprio rio que arrasta os sólidos para a foz, pela salinidade elevada que faz aumentar a densidade da água criando uma camada salina no fundo do rio e pela influência das marés que faz com os sólidos que se vão depositando na camada salina de fundo, sejam novamente transportados para montante, o QUAL2Kw não tem em consideração estes fenómenos daí a diferença entre os resultados do modelo e os dados observados. Os resultados da calibração para a condutividade não são satisfatórios na zona mais a jusante do rio, os valores observados apontam para uma elevada concentração de sais inorgânicos mesmo no período de baixa-mar, ao contrário do que referem as curvas do modelo. A análise aos resultados da calibração feita para este parâmetro, sugerem que o rio Lis possa sofrer a influência das marés mesmo na baixa-mar, o que de acordo com as características hidráulicas do rio (declive pouco acentuado) se pode verificar. Em relação à CBOC (CBOu) e ao azoto amoniacal, os valores do modelo sobrestimam os valores observados junto à foz, esta diferença entre os valores previstos pelo modelo e os valores observados pode ser explicada pelo efeito de diluição das marés, sugerindo mais uma vez que o rio Lis sofre a influência das marés mesmo no período de baixa-mar. Em relação à CQO, os valores do modelo comprovam um agravamento da qualidade da água a jusante do ponto de descarga da ETAR Norte, no entanto, junto à foz os valores do modelo são muito inferiores aos valores observados, o que pode significar tratar-se de um erro nos dados observados. Tendo em conta que o principal interferente no teste de CQO são os cloretos, quer o método utilizado para a sua determinação seja através de digestão em que os cloretos podem reagir com o dicromato formando iões de crómio e compostos halogenados, quer devido à presença da amónia e seus derivados que apesar de não serem oxidáveis, podem reagir com os cloretos, fazendo com que os valores obtidos de CQO estejam sobrestimados. Uma vez que a nível laboratorial não foi equacionada a possibilidade da existência de interferentes, este parâmetro não pode ser considerado na avaliação da qualidade da água junto à foz. O resultado da calibração do azoto total, nitratos + nitritos e fósforo total ajusta-se de forma aceitável aos valores observados, sendo a tendência dos valores ao longo do rio acompanhada pelas curvas do modelo. Da análise aos gráficos podemos realçar a degradação acentuada da qualidade da água após a descarga da ETAR Norte, no entanto, o rio parece evidenciar algum poder de regeneração, provavelmente devido à vasta galeria ripícola que desempenha um papel fundamental na recuperação natural da qualidade da água.




Para os coliformes fecais os resultados da calibração estão coincidentes com os valores observados, e confirmam a situação preocupante de contaminação microbiológica no rio Lis após a descarga da ETAR Norte. Apesar da tendência ser para uma redução significativa da contaminação microbiológica no troço entre a ETAR Norte e a foz do rio, podemos observar na Figura 5.14, que esta redução não é suficiente para que a concentração de coliformes fecais fique abaixo do valor máximo admissível imposto pelo Anexo XV do Decreto-Lei n.º 236/98 relativo à qualidade das águas balneares.

5.7.3.2 Limitações na calibração do modelo

No processo de calibração do modelo QUAL2Kw deparámo-nos com diversas limitações, que podem enfraquecer a capacidade preditiva do modelo, nomeadamente:

• Questões práticas de disponibilidade pessoal e de ordem financeira, que condicionaram a recolha de dados de campo, designadamente, no que diz respeito ao número de campanhas realizadas e o número de pontos monitorizados. Para dar resposta a esta limitação seria necessário ter uma equipa disponível ou adquirir estações automáticas de monitorização;

• A dificuldade em quantificar e avaliar o contributo originário das infra-estruturas do Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis. Os valores de cargas e caudais provenientes das diversas infra-estruturas propriedade da Associação de Regantes e Beneficiários do Vale do Lis foram estimados a partir dos dados observados no rio;

• A estimativa dos parâmetros cinéticos para a calibração do modelo, uma vez que foram escolhidos tendo como referência trabalhos anteriormente desenvolvidos. A solução ideal teria sido determinar experimentalmente os parâmetros;

• O facto de o modelo não ter em conta a influência das marés e não descrever com exactidão os processos naturais que ocorrem na zona junto à foz do rio;

• A inexperiência do utilizador uma vez que foi a primeira vez que realizou este tipo de trabalho.

5.8 Simulação da Qualidade da Água no Troço Final do Rio Lis Por fim, aproveitando as capacidades de simulação e de previsão do modelo QUAL2Kw desenvolvido, para os parâmetros de qualidade da água cuja calibração melhor se ajustou aos dados observados (oxigénio dissolvido, azoto total, nitratos + nitritos, fósforo total e coliformes fecais), optou-se por simular quais os impactos na qualidade da água no troço final do rio Lis, resultantes da descarga dos efluentes da ETAR Norte para dois cenários de exploração, considerando que o nível de tratamento da ETAR se mantinha. O primeiro cenário, corresponde à simulação do caudal previsto no projecto da ETAR para o “ano zero”




(2004). O segundo cenário, corresponde à simulação do caudal previsto para o “ano horizonte de projecto” (2024). Os resultados da simulação do modelo para os caudais no ano zero e ano horizonte de projecto, são apresentados nas figuras seguintes.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2


Cau

dal (

m3 /s

)


Valor ano zero Valor horizonte de projecto

0

2

4

6

8

10

12


OD

(mg/

L)Valor do modelo Valor observadoValor mínimo Valor máximoValor de saturação Valor ano zeroValor horizonte projecto

Figura 5.22 – Resultados da simulação (caudal, OD) para o troço final do rio Lis.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0246810


Nitr

ato

+ ni

trito

(mg

N/L

)



0

2

4

6

8

10

12

14

16


Azo

to to

tal

(mg

N/L

)



Figura 5.23 – Resultados da simulação (azoto total, nitrato + nitrito) para o troço final do rio

Lis.




0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000


CF

(ufc

/100

mL)




0

1

2

3

4

5

6


Fósf

oro

tota

l (m

g P/

L)



Figura 5.24 – Resultados da simulação (fósforo total e CF) para o troço final do rio Lis.

Dos resultados da simulação, podemos observar que caso a ETAR Norte estivesse a receber o caudal para o qual foi projectada, verificar-se-ia um agravamento dos parâmetros de qualidade da água junto à foz, com excepção do oxigénio dissolvido, cujos resultados se mantêm. É por isso de esperar, que a capacidade de tratamento da ETAR venha a ser optimizada a partir do momento em que a ETAR passe a receber os caudais previstos para o ano zero (2004).


6 CONCLUSÕES E SUGESTÕES DE TRABALHO FUTURO



6.1 Conclusões A bacia hidrográfica do rio Lis não obstante a sua pequena dimensão é, desde há muito conhecida pelo estado de degradação das suas águas. A construção do Sistema Multimunicipal de Saneamento do Lis constitui por isso uma peça fundamental no processo de despoluição da bacia hidrográfica. Com entrada em funcionamento da ETAR Norte verificaram-se melhorias significativas na qualidade da água a montante do ponto de descarga, que segundo a Associação Amigos Pró-Lis se traduziu no reaparecimento de várias espécies piscícolas que não se viam há mais de duas décadas, levando mesmo à construção de uma pista de pesca de escala nacional (Pista de pesca Carreira-Monte Real). A jusante do ponto de descarga da ETAR Norte, a análise aos resultados obtidos nas campanhas de amostragem, permitiu concluir que a qualidade da água do rio Lis apresenta problemas de poluição associados sobretudo a nutrientes e contaminação fecal, comprometendo o seu uso para diversos fins. Após a descarga da ETAR Norte, verificámos que ao longo do rio a concentração de azoto amoniacal e fósforo está acima dos valores admissíveis para a qualidade mínima das águas superficiais de acordo com o Anexo XXI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto. A nível da qualidade das águas para fins piscícolas verifica-se que a descarga da ETAR Norte faz aumentar significativamente a concentração de azoto amoniacal e nitritos na água do rio, no entanto, durante as campanhas de amostragem não foram visíveis sinais de mortandade de peixes. Em relação à contaminação microbiológica, os valores de coliformes totais e fecais obtidos, confirmam que a água do rio a jusante do ponto de descarga se encontra contaminada microbiologicamente. Junto à foz, de acordo com o Anexo XV do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, os valores obtidos proíbem em absoluto a prática de quaisquer actividades com contacto directo, em particular nos períodos de baixa-mar, uma vez que podem dar origem a uma série de doenças, como dermatites e otites ou gastroenterites no caso de ingestão não intencional de água contaminada. Verificámos também que a jusante da ETAR Norte a água do rio não é compatível para rega devido aos elevados valores de condutividade de acordo com o Anexo XVI do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, detectando-se sinais de intrusão salina em parte do troço estudado.




Para reforçar a interpretação dos resultados obtidos nas campanhas de amostragem utilizou-se um modelo de avaliação da qualidade da água. O modelo QUAL2Kw foi calibrado e verificado utilizando dados observados em Julho e Agosto respectivamente. A calibração mostrou-se eficiente na previsão da qualidade da água, no período crítico (em condições de estiagem durante a baixa-mar). A verificação dos parâmetros calibrados com outro conjunto de dados, confirmou os resultados da calibração, o que sustenta a consistência do modelo QUAL2Kw para o sistema estudado. O ajuste satisfatório do modelo aos dados observados para a maioria dos parâmetros de qualidade da água, indica que o QUAL2Kw como ferramenta de modelação neste estudo foi eficaz, no entanto, modelos mais complexos poderiam conduzir a melhores resultados, nomeadamente junto à foz, ao considerar a influência das marés. Relativamente à simulação da qualidade da água no troço final do rio Lis, os resultados obtidos para ambos os cenários (ano zero e horizonte de projecto), demonstraram a necessidade de optimizar o processo de tratamento da ETAR para mitigar o impacto do efluente tratado descarregado no rio. De entre as acções passíveis de serem implementadas, identificaram-se três de carácter não estrutural. Uma primeira, relacionada com a necessidade de optimizar o processo de tratamento biológico existente na ETAR Norte, particularmente no que se refere à nitrificação-desnitrificação. Uma segunda, relacionada com colocação em funcionamento do sistema de remoção de fósforo por precipitação química existente na ETAR. E, por último, a importância de manter o sistema de desinfecção por U.V. em boas condições de funcionamento, particularmente no período da época balnear. Como conclusão final, podemos referir que este trabalho poderá auxiliar na implementação da Directiva 76/160/CEE relativa à Gestão da Qualidade das Águas Balneares que entrará em vigor a partir de 31 de Dezembro de 2014, em sintonia com a Directiva Quadro da Água. Esta nova Directiva apresenta um forte ênfase no que se refere à gestão ambiental da qualidade das águas balneares, em duas vertentes distintas, uma relacionada com a implementação de medidas de controlo de poluição na origem que permitam garantir uma boa qualidade das águas balneares, e outra, relacionada com a tomada de medidas de gestão em circunstâncias anormais como são os casos de poluição extrema, onde se inclui por exemplo a avaria de uma ETAR, visando a disponibilização atempada de informação ao público para protecção da saúde pública.




6.2 Sugestões para Trabalho Futuro O trabalho desenvolvido neste estudo permitiu aprofundar um pouco mais o conhecimento sobre a bacia hidrográfica do rio Lis, nomeadamente no troço do rio Lis junto à foz. No sentido de se poder complementar o trabalho já realizado, deixam-se as seguintes sugestões:

• Calibrar o modelo QUAL2Kw para o troço do rio Lis em estudo com dados obtidos no período de maior caudal e consequentemente o período de maior contribuição das fontes difusas (Inverno/Primavera);

• Avaliar a qualidade da água no último troço do rio Lis, tendo em consideração a influência das marés, de modo a verificar a influência da variação da altura das marés nas concentrações dos diversos parâmetros de qualidade da água ao longo do troço final do rio;

• Quantificar e avaliar a qualidade das águas provenientes das diversas infra-estruturas que fazem parte do Aproveitamento Hidroagrícola do Vale do Lis (ex.: canais, colectores, valas, etc.), principalmente no período de Março a Agosto quando ocorrem as sementeiras;

• Avaliar o impacto na qualidade da água do rio Lis, caso a ETAR de Vieira de Leiria venha a ser desactivada e os efluentes sejam encaminhados para serem tratados na ETAR Norte;

• Avaliar o impacto na qualidade da água do rio Lis, caso a ETAR Norte venha a receber um caudal de efluentes suinícolas brutos superior aos 280 m3/dia inicialmente previstos, até estar construída a estação de tratamento de efluentes suinícolas da Região do Lis, que terá capacidade para 1 500 m3/d e que actualmente se encontra em Avaliação de Impacte Ambiental, na fase de RECAPE.


7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS


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Vieira, J.S., (2007). “Transformações Biogeoquímicas na Bacia Hidrográfica do Rio Lis”. Dissertação de Doutoramento, Universidade do Porto, Porto.


ANEXO – RESULTADOS EXPERIMENTAIS


ANEXO – RESULTADOS EXPERIMENTAIS Nos quadros seguintes são apresentados os resultados obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas para a totalidade dos parâmetros monitorizados. Quadro A.1 – Valores de caudais (m3/s) medidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.

1 - Açude das Salgadas

2 - Ponte da Galeota A - ETAR Norte 3 - Boco B - ETAR da

Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 0,04 0,08 0,20 0,34 0,03 *

2.ª 14-07-2009 0,03 0,11 0,18 0,37 0,04 0,57

3.ª 23-07-2009 0,08 0,10 0,18 0,45 0,03 0,94

4.ª 29-07-2009 0,06 0,13 0,18 0,40 0,02 0,65

5.ª 07-08-2009 0,05 0,07 0,16 0,28 0,02 0,69

6.ª 20-08-2009 0,06 0,09 0,11 0,28 0,04 0,68

0,05 0,10 0,17 0,35 0,03 0,70

0,02 0,02 0,03 0,07 0,01 0,14

34% 23% 17% 19% 28% 20%

* Devido ao forte vento Oeste que se fazia sentir, não foi realizada a medição de caudal

Locais de amostragemCampanha Data

Média

Desvio Padrão

Coeficiente de Variação

Caudal (m3/s)




Quadro A.2 – Valores de temperatura (ºC) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.


2 - Ponte da Galeota

A - ETAR Norte 3 - Boco B - ETAR da

Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 18,9 20,9 19,8 17,8 21,7 21,8

2.ª 14-07-2009 18,1 19,1 18,7 19,1 21,9 21,9

3.ª 23-07-2009 21,4 21,0 20,3 20,2 18,7 18,8

4.ª 29-07-2009 18,6 17,8 20,1 17,7 21,7 22,0

5.ª 07-08-2009 19,5 17,3 19,4 17,2 18,6 15,8

6.ª 20-08-2009 20,4 20,0 20,5 18,6 19,4 17,9

19,5 19,4 19,8 18,4 20,3 19,7

1,2 1,6 0,7 1,1 1,6 2,6

6% 8% 3% 6% 8% 13%

Temperatura (oC)

Média

Desvio Padrão



Quadro A.3 – Valores de pH obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.



Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 8,8 8,8 7,9 8,2 8,7 8,5

2.ª 14-07-2009 8,7 8,5 8,1 8,2 8,7 8,5

3.ª 23-07-2009 8,5 8,4 7,9 8,0 8,5 8,2

4.ª 29-07-2009 8,6 8,6 7,9 8,3 8,5 8,5

5.ª 07-08-2009 8,7 8,9 8,0 8,1 8,4 8,2

6.ª 20-08-2009 8,5 8,6 8,1 8,1 8,6 8,3

8,6 8,6 8,0 8,2 8,6 8,4

0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0,2

1% 2% 1% 1% 1% 2%

pH

Média

Desvio Padrão


Locais de amostragemDataCampanha




Quadro A.4 – Valores de condutividade (µS/cm) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.



Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 710 969 2 380 1 370 1 531 3 320

2.ª 14-07-2009 771 858 2 460 1 464 1 453 3 165

3.ª 23-07-2009 731 1 207 2 389 2 072 1 486 3 608

4.ª 29-07-2009 715 1 074 2 470 1 327 1 558 3 765

5.ª 07-08-2009 856 1 138 2 605 1 781 1 594 3 346

6.ª 20-08-2009 885 1 074 2 172 1 564 1 728 3 999

778 1 053 2 413 1 596 1 558 3 534

75 124 143 284 97 314

10% 12% 6% 18% 6% 9%

Condutividade (µS/cm)

Média

Desvio Padrão



Quadro A.5 – Valores de OD (mg O2/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 * * * * * *

2.ª 14-07-2009 9,2 10,2 5,6 6,3 8,5 10,3

3.ª 23-07-2009 10,3 10,3 7,1 5,7 8,2 7,3

4.ª 29-07-2009 9,9 10,6 6,2 8,4 6,8 10,4

5.ª 07-08-2009 9,4 10,8 6,5 5,9 6,0 6,7

6.ª 20-08-2009 8,0 7,9 6,3 4,9 6,4 8,3

9,4 10,0 6,3 6,2 7,2 8,6

0,9 1,2 0,5 1,3 1,1 1,7

9% 12% 9% 21% 16% 20%

* O medidor de oxigénio não se encontrava calibrado, pelo que, não se realizou a medição de OD

Oxigénio Dissolvido (mg O2/L)

Média

Desvio Padrão






Quadro A.6 – Valores de SST (mg/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 18,0 8,0 4,0 18,0 86,0 49,0

2.ª 14-07-2009 13,6 9,6 11,2 9,6 102,0 43,6

3.ª 23-07-2009 16,4 10,0 8,4 25,2 84,0 13,2

4.ª 29-07-2009 10,0 6,8 5,6 9,2 20,0 41,2

5.ª 07-08-2009 18,0 9,6 6,0 24,8 48,7 16,0

6.ª 20-08-2009 14,0 20,8 6,8 17,2 41,2 14,0

15,0 10,8 7,0 17,3 63,6 29,5

3,1 5,0 2,5 7,0 31,7 16,8

21% 47% 36% 40% 50% 57%

Sólidos Suspensos Totais (mg/L)

Média

Desvio Padrão



Quadro A.7 – Valores de CBO5 (mg O2/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem

realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 * * 4,0 2,0 * 2,0

2.ª 14-07-2009 * 4,0 9,0 6,0 * 6,0

3.ª 23-07-2009 6,0 8,0 5,0 6,0 46,0 4,0

4.ª 29-07-2009 7,0 3,0 3,0 2,0 21,0 6,0

5.ª 07-08-2009 4,0 3,0 2,0 3,0 32,0 1,0

6.ª 20-08-2009 9,0 8,0 4,0 5,0 38,0 5,0

6,5 5,2 3,5 4,0 34,3 4,0

2,1 2,6 1,3 1,8 10,5 2,2

32% 50% 37% 46% 31% 54%

* Valor abaixo do limite de detecção

CBO5 (mg O2/L)

Média

Desvio Padrão






Quadro A.8 – Valores de CQO (mg O2/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas1.ª 09-07-2009 6,0 9,0 38,0 21,0 211,0 46,0

2.ª 14-07-2009 20,0 27,0 57,0 30,0 232,0 42,0

3.ª 23-07-2009 41,0 42,0 70,0 56,0 177,0 56,0

4.ª 29-07-2009 4,0 * 38,0 5,0 106,0 44,0

5.ª 07-08-2009 16,0 22,0 70,0 52,0 144,0 40,0

6.ª 20-08-2009 7,0 14,0 34,0 33,0 128,0 33,0

15,7 22,8 51,2 32,8 166,3 43,5

13,9 12,8 16,6 19,1 49,0 7,6

89% 56% 33% 58% 29% 17%

* Valor abaixo do limite de detecção (< 4 mg O2/L)

CQO (mg O2/L)

Média

Desvio Padrão


Campanha DataLocais de amostragem

Quadro A.9 – Valores de azoto total (mg NT/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem

realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas1.ª 09-07-2009 * * * * * *

2.ª 14-07-2009 2,4 5,3 12,4 5,7 36,0 9,3

3.ª 23-07-2009 1,2 1,8 17,8 12,0 48,0 7,8

4.ª 29-07-2009 2,5 2,6 21,1 7,6 51,0 9,5

5.ª 07-08-2009 2,5 1,8 31,0 15,8 54,0 11,8

6.ª 20-08-2009 1,7 2,8 12,8 9,4 59,0 7,4

2,1 2,9 19,0 10,1 49,6 9,2

0,6 1,4 7,6 3,9 8,6 1,7

28% 50% 40% 39% 17% 19%

* Por falta de um reagente, não foi realizada a análise laboratorial

Azoto Total (mg NT/L)

Média

Desvio Padrão






Quadro A.10 – Valores de azoto amoniacal (mg NH4+/L) obtidos nas 6 campanhas de

amostragem realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 * * * * * *

2.ª 14-07-2009 0,64 0,51 6,69 2,57 56,58 2,19

3.ª 23-07-2009 0,51 0,51 7,72 3,86 51,44 2,57

4.ª 29-07-2009 0,53 0,53 5,14 1,63 68,16 2,57

5.ª 07-08-2009 0,22 0,15 9,00 2,57 64,30 2,83

6.ª 20-08-2009 0,42 0,60 3,14 0,69 90,02 1,79

0,47 0,46 6,34 2,27 66,10 2,39

0,16 0,18 2,28 1,18 14,88 0,41

34% 38% 36% 52% 23% 17%

* Por falta de um reagente, não foi realizada a análise laboratorial

Média

Desvio Padrão


Azoto Amoniacal (mg NH4+/L)


Quadro A.11 – Valores de nitratos (mg N03

-/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.



Vieira4 - Ponte das

Trecenas1.ª 09-07-2009 4,9 2,7 48,3 15,9 * 11,5

2.ª 14-07-2009 1,8 0,4 23,5 10,6 * 4,0

3.ª 23-07-2009 1,8 * 31,5 26,1 * 15,1

4.ª 29-07-2009 6,2 4,0 56,3 20,8 * 18,2

5.ª 07-08-2009 3,1 0,9 62,9 21,3 * 15,9

6.ª 20-08-2009 2,2 * 34,1 17,7 * 6,6

3,3 2,0 42,7 18,8 * 11,9

1,8 1,6 15,4 5,3 * 5,6

55% 82% 36% 28% * 47%

* Valor abaixo do limite de detecção (< 0,5 mg NO3-/L)

Nitratos (mg NO3-/L)

Média

Desvio Padrão






Quadro A.12 – Valores de nitritos (mg N02-/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem

realizadas.



Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 0,13 0,10 0,21 0,72 2,40 0,40

2.ª 14-07-2009 0,15 0,11 0,32 1,00 2,70 0,48

3.ª 23-07-2009 0,17 0,13 0,29 1,50 0,67 0,93

4.ª 29-07-2009 0,31 0,19 0,32 1,10 1,20 1,00

5.ª 07-08-2009 0,10 0,08 0,40 1,60 0,37 1,10

6.ª 20-08-2009 0,09 0,07 0,30 1,20 1,00 1,10

0,16 0,11 0,31 1,19 1,39 0,84

0,08 0,04 0,06 0,33 0,95 0,31

51% 37% 20% 27% 68% 38%

Nitritos (mg N02-/L)

Média

Desvio Padrão



Quadro A13 – Valores de fósforo total (mg PT/L) obtidos nas 6 campanhas de amostragem

realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 0,29 0,82 7,21 2,84 7,07 2,41

2.ª 14-07-2009 0,26 * 5,51 1,43 6,36 1,17

3.ª 23-07-2009 * 0,39 7,76 4,83 7,79 3,00

4.ª 29-07-2009 0,23 0,10 7,89 2,58 7,24 2,71

5.ª 07-08-2009 0,20 0,72 7,79 4,76 8,41 2,38

6.ª 20-08-2009 0,26 0,55 4,34 1,76 9,26 1,34

0,25 0,52 6,75 3,03 7,69 2,17

0,04 0,28 1,48 1,46 1,03 0,74

15% 55% 22% 48% 13% 34%

* Valor abaixo do limite de detecção (< 0,06 mg PT/L)

Fósforo Total (mg PT/L)

Média

Desvio Padrão


DataCampanhaLocais de amostragem




Quadro A.14 – Valores de coliformes totais (UFC/100mL) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 1,5E+03 5,0E+02 4,0E+04 1,9E+04 1100,0 1,9E+03

2.ª 14-07-2009 5,3E+03 3,3E+02 4,0E+05 1,0E+05 9000,0 9,0E+03

3.ª 23-07-2009 9,0E+03 1,8E+03 3,4E+05 1,7E+05 2800,0 1,7E+05

4.ª 29-07-2009 4,7E+03 1,2E+03 2,3E+05 2,2E+04 360,0 9,0E+03

5.ª 07-08-2009 1,2E+04 1,0E+03 1,1E+05 7,0E+04 1100,0 1,8E+04

6.ª 20-08-2009 2,4E+03 9,0E+02 4,1E+04 2,1E+04 12000,0 1,4E+04

5,8E+03 9,6E+02 1,9E+05 6,7E+04 4,4E+03 3,7E+04

4,0E+03 5,2E+02 1,5E+05 6,0E+04 4,9E+03 6,5E+04

69% 55% 80% 90% 111% 177%

Coliformes Totais (UFC/100mL)

Média

Desvio Padrão



Quadro A.15 – Valores de coliformes fecais (UFC/100mL) obtidos nas 6 campanhas de

amostragem realizadas.




Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 1,6E+02 1,3E+02 2,3E+04 6,8E+03 1100,0 1,4E+03

2.ª 14-07-2009 4,0E+01 8,0E+01 2,1E+04 6,0E+03 40,0 1,7E+02

3.ª 23-07-2009 7,0E+02 6,0E+02 9,8E+04 4,7E+04 170,0 1,5E+04

4.ª 29-07-2009 1,4E+02 2,3E+02 2,4E+04 3,9E+03 160,0 1,0E+03

5.ª 07-08-2009 7,0E+01 1,5E+02 2,3E+04 1,2E+04 350,0 4,0E+03

6.ª 20-08-2009 1,0E+02 6,3E+02 1,5E+04 8,0E+03 5700,0 1,7E+03

2,0E+02 3,0E+02 3,4E+04 1,4E+04 1,3E+03 3,9E+03

2,5E+02 2,5E+02 3,2E+04 1,6E+04 2,2E+03 5,6E+03

123% 81% 93% 118% 176% 144%

Coliformes Fecais (UFC/100mL)

Média

Desvio Padrão






Quadro A.16 – Valores de estreptococos fecais (UFC/100mL) obtidos nas 6 campanhas de amostragem realizadas.



Vieira4 - Ponte das

Trecenas

1.ª 09-07-2009 7,0E+01 1,6E+02 7,7E+03 5,4E+03 6,0E+01 1,8E+02

2.ª 14-07-2009 3,7E+01 5,5E+01 5,0E+04 1,4E+03 1,0E+01 2,3E+02

3.ª 23-07-2009 1,7E+01 2,0E+02 2,0E+04 1,5E+04 1,8E+02 3,2E+03

4.ª 29-07-2009 5,3E+01 9,0E+01 5,4E+03 1,9E+03 5,0E+01 2,0E+02

5.ª 07-08-2009 1,9E+02 3,7E+01 1,0E+04 1,0E+04 7,0E+01 1,7E+03

6.ª 20-08-2009 1,5E+01 1,5E+02 9,5E+03 4,1E+03 7,0E+02 1,8E+03

6,4E+01 1,2E+02 1,7E+04 6,3E+03 1,8E+02 1,2E+03

6,5E+01 6,4E+01 1,7E+04 5,3E+03 2,6E+02 1,2E+03

103% 56% 99% 84% 147% 101%

Estreptococos Fecais (UFC/100mL)

Média

Desvio Padrão



Dissertacao_Mestrado_Tiago_Ribeiro

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