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ACOPLAMENTO DE MODELOS DE CAMPO PRÓXIMO E CAMPO AFASTADO

COM CINÉTICA DE DECAIMENTO BACTERIANO VARIÁVEL - APLICAÇÕES

EM EMISSÁRIOS SUBMARINOS

Renato Castiglia Feitosa

TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENAÇÃO DOS

PROGRAMAS DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE

FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS

NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR EM CIÊNCIAS

EM ENGENHARIA OCEÂNICA.

Aprovada por:

_______________________________________________

Prof. Paulo Cesar Colonna Rosman, Ph.D.

_______________________________________________

Prof. Susana Beatriz Vinzon, D.Sc.

_______________________________________________

Prof. Isaac Volschan Jr., D.Sc.

_______________________________________________

Prof. João Luiz Baptista de Carvalho, D.Sc.

_______________________________________________

Prof. Odir Clécio da Cruz Roque, D.Sc.

RIO DE JANEIRO, RJ – BRASIL

NOVEMBRO DE 2007

ii

FEITOSA, RENATO CASTIGLIA

Acoplamento de Modelos de Campo Próximo

e Campo Afastado com Cinética de Decai-

mento bacteriano Variável – Aplicações em

Emissários Submarinos [Rio de Janeiro] 2007.

XVI, 190p. 29,7 cm (COPPE/UFRJ,

D.Sc., Engenharia Oceânica, 2003)

Tese – Universidade Federal do Rio de

Janeiro, COPPE

1. Acoplamento de Modelos

2. Emissários Submarinos

3. Campo Próximo

4. Campo Afastado

5. Decaimento Bacteriano

I. COPPE/UFRJ II. Título (série)

iii

AGRADECIMENTOS

Agradeço aos meus pais e familiares por mais uma vez me apoiarem em todas as

decisões tomadas. A Michele minha namorada pelo incentivo, paciência e compreensão.

Aos meus colegas da COPPE, Valéria, Marquinhos, Mariela, Max (Manu Chao), Sávio

(Demerval), Marcelo.

Agradeço em especial ao Rodrigo (Perereca) pelos artigos fornecidos; Daniel, pela

ajuda e dicas sobre meteorologia; Professor João Luís (UNIVALI) pela parceria e

constante troca de informações; Marcelo Cabral (Nema) pela força, dicas e conselhos

dados durante todo doutorado. A Glace e Sônia pelo apoio total a assuntos acadêmicos,

etc. A Marise (sem comentários), simplesmente por tudo. Aos professores da

Engenharia costeira: Cláudio Neves, Geraldo Wilson, Afonso, Enise, Parente, e Susana.

A professora Lega Hagler pelas dicas e artigos sobre microbiologia. Ao meu orientador,

Professor Paulo Cesar Colonna Rosman, por ter me guiado ao longo deste trabalho.

Finalmente, gostaria de agradecer ao CNPq pela bolsa concedida que permitiu o

meu sustento ao longo do desenvolvimento desta tese.

iv

Dedico esta tese ao meu avô.

Onde quer que você esteja

obrigado pela paixão, força, garra

e vibração transmitida.

v

Resumo da Tese apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessários

para a obtenção do grau de Doutor em Ciências (D.Sc.)

ACOPLAMENTO DE MODELOS DE CAMPO PRÓXIMO E CAMPO AFASTADO

COM CINÉTICA DE DECAIMENTO BACTERIANO VARIÁVEL - APLICAÇÕES

EM EMISSÁRIOS SUBMARINOS.


Novembro/2007

Orientador: Paulo Cesar Colonna Rosman

Programa: Engenharia Oceânica

A modelagem de plumas de emissários submarinos de esgotos é uma tarefa com-

plexa face às diferentes escalas espaciais e temporais envolvidas no processo de mistura

do efluente nas regiões de campo próximo e campo afastado. Este trabalho apresenta

uma metodologia de acoplamento entre modelos de campo próximo e campo afastado,

integrados a um modelo de decaimento bacteriano e radiação solar. O procedimento

adotado inclui a combinação dos modelos de campo próximo NRFIELD com os mode-

los de circulação hidrodinâmica e de transporte Lagrangeano para avaliação de qualida-

de de água no campo afastado, contidos no SisBaHiA. A radiação solar é o fator mais

importante no decaimento de bactérias no ambiente marinho. A modelagem do campo

próximo determina as principais características da pluma tais como espessura e profun-

didade de confinamento, além da diluição inicial. Isto permite mensurar a intensidade de

radiação solar incidente sobre a pluma, e conseqüentemente quantificar a variação horá-

ria das taxas de decaimento bacteriano. O acoplamento dos modelos foi aplicado na

avaliação do impacto provocado pelo lançamento conjunto de efluentes dos emissários

submarinos de esgotos do Rio Vermelho e Jaguaribe, localizados na cidade de Salvador.

Os índices de concentração de E.coli no meio apresentaram uma elevada correlação

com os níveis de radiação solar incidente. Todos os parâmetros meteorológicos e ocea-

nográficos que interferem direta e indiretamente na intensidade de radiação solar mos-

traram grande influência na modelagem da pluma de E.coli no campo afastado.

vi

Abstract of the Thesis presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the

requirements for the degree of Doctor of Science (D.Sc.)

COUPLING OF NEAR- AND FAR-FIELD MODELS WITH VARIABLE

BACTERIAL DECAY KINETICS – OCEAN OUTFALL APLICATIONS.


November/2003

Advisor: Paulo Cesar Colonna Rosman

Department: Ocean Engineering

Modeling ocean outfalls plumes is a complex task due to different spatial and

temporal scales involved in the effluent mixing process in the near- and far-fields. This

work presents a methodology for coupling near-field and far-field models integrated to

solar radiation and a bacterial decay model. The procedure adopted combines the near

field mixing zone model NRFIELD, with the hydrodynamic circulation model and the

Lagrangian transport model for assessing water quality in the far field, that are included

in SisBaHiA. Solar radiation is the most important factor in bacterial decay in the

marine environment. Near field modeling provides plume characteristics such as

thickness and rise height, in addition to initial dilution. These characteristics allow

proper estimation of the incoming solar radiation and bacterial decay rates within the

plume. This coupling methodology was applied to evaluate plume waste field impact

from Rio Vermelho and Jaguaribe outfalls situated in Salvador city – BA. E.coli

concentration levels showed a strong correlation with solar radiation levels. All

meteorological and oceanographic parameters related directly or indirectly to solar

radiation mitigation showed great importance in modeling E.coli far field waste field.

vii

ÍNDICE

1. INTRODUÇÃO ........................................................................................ 1

1.1. Emissários submarinos ................................................................................................................5

1.2. Motivação......................................................................................................................................7

1.3. Objetivos .......................................................................................................................................9

2. CRITÉRIOS PARA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DAS ÁGUAS PARA FINS RECREATIVOS ...................................................................................... 11

2.1. O papel da água na transmissão de doenças............................................................................11

2.2. Indicadores de contaminação fecal ...........................................................................................17 2.2.1. Coliformes termotolerantes (fecais) e Escherichia coli...........................................................20 2.2.2. Enterococos .............................................................................................................................24

2.3. Comparação entre E. coli e enterococos como indicadores de contaminação fecal..............25

2.4. Indicadores complementares de poluição e contaminação fecal ............................................30 2.4.1. Leveduras ................................................................................................................................31 2.4.2. Bacteriófagos...........................................................................................................................32 2.4.3. Víbrios.....................................................................................................................................32 2.4.4. Outros indicadores...................................................................................................................33

3. PROCESSOS DE MISTURA DO ESGOTO NO MAR........................... 34

3.1. Modelagem da zona de mistura ativa no campo próximo ......................................................34 3.1.1. Ambientes sem variação de densidade ao longo da coluna d’água .........................................38

3.1.1.1. Diluição.................................................................................................................................40 3.1.1.2. Região de mistura inicial (campo próximo)..........................................................................42 3.1.1.3. Espessura ..............................................................................................................................44

3.1.2. Ambientes com variação de densidade ao longo da coluna d’água.........................................45 3.1.2.1. Diluição.................................................................................................................................47 3.1.2.2. Região de mistura inicial (campo próximo)..........................................................................49 3.1.2.3. Altura do topo da pluma (zm) ................................................................................................50 3.1.2.4. Espessura ..............................................................................................................................52

3.1.3. Considerações gerais: ..............................................................................................................54

3.2. Modelagem da zona de mistura passiva no campo afastado ..................................................55

viii

4. DECAIMENTO BACTERIANO.............................................................. 61

4.1. Principais fatores influentes no decaimento bacteriano .........................................................61 4.1.1. Fatores Físicos.........................................................................................................................61

4.1.1.1. Foto-oxidação .......................................................................................................................62 4.1.1.2. Adsorção, coagulação, floculação e sedimentação. ..............................................................64 4.1.1.3. Temperatura ..........................................................................................................................65

4.1.2. Fatores Físico-químicos: .........................................................................................................65 4.1.2.1. Efeitos osmóticos – salinidade ..............................................................................................66 4.1.2.2. pH .........................................................................................................................................67 4.1.2.3. Toxicidade química e quantidade de oxigênio dissolvido.....................................................67

4.1.3. Fatores Bioquímicos – biológicos: ..........................................................................................68 4.1.3.1. Níveis de nutrientes...............................................................................................................68 4.1.3.2. Presença de substâncias orgânicas ........................................................................................68 4.1.3.3. Predação................................................................................................................................69 4.1.3.4. Bacteriófagos (vírus).............................................................................................................71 4.1.3.5. Algas .....................................................................................................................................71

4.1.4. Ação conjunta de fatores: ........................................................................................................72 4.1.5. Considerações gerais: ..............................................................................................................72

4.2. Modelos de decaimento bacteriano...........................................................................................73 4.2.1. Cinética do decaimento bacteriano..........................................................................................74 4.2.2. Considerações sobre a ação da radiação solar em plumas de emissários ................................76 4.2.3. Descrição dos modelos de decaimento bacteriano ..................................................................77

4.2.3.1. Modelo proposto por BELLAIR et al. (1977).......................................................................78 4.2.3.2. Modelo proposto por CHAMBERLIN & MITCHELL (1978).............................................80 4.2.3.3. Modelo proposto por MANCINI (1978)...............................................................................81 4.2.3.4. Modelo proposto por ŠOLIĆ & KRSTULOVIĆ (1992).......................................................82 4.2.3.5. Modelo proposto por CANTERAS et al. (1995). .................................................................84 4.2.3.6. Modelo proposto por SARIKAYA & SAATÇI (1995). .......................................................85 4.2.3.7. Modelo proposto por GUILLAUD et al. (1997)...................................................................86 4.2.3.8. Modelo proposto por YANG et al. (2000) ............................................................................87

4.3. Comparação entre os modelos de decaimento apresentados..................................................89 4.3.1. Avaliação dos modelos considerando a influência da radiação solar ......................................90 4.3.2. Avaliação dos modelos na ausência de radiação solar ............................................................94 4.3.3. Considerações gerais ...............................................................................................................95

4.4. Relação entre as taxas de decaimento de coliformes e enterococos .......................................96

5. RADIAÇÃO SOLAR.............................................................................. 97

ix

5.1. Variações na quantidade de energia solar incidente na atmosfera........................................97

5.2. A dispersão da energia solar pela atmosfera .........................................................................100

5.3. O espectro solar........................................................................................................................103

5.4. Modelo matemático para o cálculo da radiação solar...........................................................104

6. ACOPLAMENTO DOS MODELOS..................................................... 111

6.1. Descrição da metodologia ........................................................................................................112 6.1.1. Acoplamento entre o modelo hidrodinâmico e o modelo de campo próximo .......................112 6.1.2. Acoplamento entre o modelo de campo próximo e o modelo de campo afastado.................114

6.1.2.1. Geração das curvas de decaimento do contaminante e a modelagem do campo afastado ..116 6.1.2.2. Posição do contaminante ao longo da coluna d’água e sua advecção no campo afastado ..121

6.2. Metodologia computacional ....................................................................................................123 6.2.1. Acoplamento entre modelo hidrodinâmico e o modelo de campo próximo. .........................124 6.2.2. Acoplamento entre modelo de campo próximo e modelo de campo afastado.......................126

6.2.2.1. Geração das curvas de dacaimento do contaminante e a modelagem do campo afastado ..126 6.2.2.2. Posição do contaminante ao longo da coluna d’água e sua advecção no campo afastado ..128

6.3. Aplicações .................................................................................................................................129

7. ESTUDO DE CASO: EMISSÁRIOS DE SALVADOR......................... 135

7.1. Domínio modelado e malha de discretização .........................................................................137

7.2. Modelagem hidrodinâmica......................................................................................................139

7.3. Padrões de correntes ................................................................................................................139 7.3.1. Verão .....................................................................................................................................140 7.3.2. Inverno ..................................................................................................................................142

7.4. Modelagem da pluma de contaminantes ................................................................................145 7.4.1. Dados utilizados na modelagem da pluma de E.coli .............................................................146 7.4.2. Resultados .............................................................................................................................147

7.4.2.1. Verão...................................................................................................................................148 7.4.2.2. Inverno ................................................................................................................................162

7.4.3. Conclusões e recomendações ................................................................................................178

8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................... 183

x

Simbologia S Salinidade M Massa equivalente do contaminante T Temperatura Ce Concentração do contaminante emitida no

meio Rs Radiação solar Co Concentração do contaminante no campo

próximo Fd Número de Froude densimétrico Np Número de partículas emitidas uj Velocidade do jato efluente Mo Massa inicial das partículas d Diâmetro dos orifícios difusores Δt Passo de tempo do modelo lagrangeano g Aceleração da gravidade tv Tempo de vida das partículas N Freqüência de Brunt-Vaisala CT Coliforme total Sn Diluição mínima inicial CF Coliforme fecal zm Altura do topo da pluma SF Streptococcus fecalis hn Espessura da pluma NMP Número mais provável xn Comprimento da região de mistura inicial Ly Langley = caloria/cm2

b Fluxo de boiância ITP Radiação solar incidente no topo da pluma

m Fluxo de quantidade de movimento Io Radiação solar incidente na superfície Qj Vazão do orifício da tubulação difusora I Intensidade de radiação solar em uma

profundidade qualquer Qt Vazão total do efluente Zs Profundidade de Secchi q Vazão por metro linear da tubulação

difusora Kp Coeficiente de extinção da luminosidade

ao longo da espessura da pluma L Comprimento da tubulação difusora Ke Coeficiente de extinção da luminosidade

da água do mar B Largura da região fonte kd Taxa de decaimento bacteriano

LQ, lB, lM Escalas de comprimento (fontes pontuais) Ri Número de Richardson gradiente lq, lb, lm Escalas de comprimento (fontes lineares) Dt Difusividade turbulenta

F Número de Froude hCA Espessura da pluma no campo afastado u Velocidade das correntes g’

o Aceleração modificada da gravidade H Profundidade da tubulação difusora n Número de orifícios da tubulação difusora θ Ângulo da incidência das correntes sobre

tubulação difusora SDOJ Sistema de disposição oceânica do

Jaguaribe w Espalhamento lateral da pluma SDORV Sistema de disposição oceânica do Rio

Vermelho s Espaçamento dos orifícios difusores DBO Demanda Bioquímica de oxigênio ρo Densidade do efluente ρa Densidade do meio

Nota: As figuras ou tabelas existentes neste trabalho cuja origem não foi informada

foram obtidas através da Internet ou produzidas pelo autor deste trabalho.

xi

Lista de Figuras Figura 1. Vista aérea das praias de Ipanema e Leblon, à esquerda, e da praia de Copacabana à direita. (Google maps, acesso a página em

25/09/2007). .......................................................................................................................................................................................................1 Figura 2. Vista da cidade de Salvador – BA (http://backbeat.bolgs.sapo.pt, acesso a página em 25/09/2007)............................................................1 Figura 3. Vista aérea do complexo lagunar da microbacia de Jacarepaguá (www.serla.rj.gov.br/obras/obra_jpa.asp, acesso a página em

25/09/2007) ........................................................................................................................................................................................................2 Figura 4. A proliferação de algas indica elevado nível poluição da lagoa de Jacarepaguá (www.serla.rj.gov.br/obras/obra_jpa.asp, acesso a

página em 25/09/2007). .....................................................................................................................................................................................3 Figura 5. Esquema da descarga do efluente. A estampa da esquerda representa a descarga realizada com difusor constituído por múltiplas

portas e a estampa da direita o caso da descarga realizada por orifício individual (www.bleninger.com, acesso a página em 19/12/2007).5 Figura 6. Correlação entre as taxas de decaimento de bactérias do grupo coliforme e as taxas de decaimento de patogênicos e vírus. As taxas de

decaimento foram estimadas por CHAMBERLIN (1982) baseadas em dados de BAROSS et al. (1975) – Δ ; McFETERS et al.(1974) - +,

McCAMBRIDGE & Mc MEEKIN (1981) – ○ , LANDTRIP (1983) – ● e KAPUSCINSKI & MITCHELL (1981) – □.A linha indicada na figura representa os pontos onde as taxas de decaimento de coliformes e patogênicos são equivalentes. ...........................................................23

Figura 7. Pontos de monitoramento dos indicadores de contaminação fecal, indicados na Tabela 2. Amostragens realizadas entre Dezembro de 1985 e Junho de 1986 (ARAUJO et al.,1990). ................................................................................................................................................27

Figura 8. Resultados da análise de Enterococos, Escherichia coli e Coliformes termotolerantes em diferentes pontos da praia de Camburi, Vitória/ES ( MOTTA et al., 2003). ....................................................................................................................................................................29

Figura 9. Difusores com saídas em forma de “T” (adaptado TIAN et al., 2004)...........................................................................................................36 Figura 10. Principais características da pluma em ambientes com densidade homogênea ao longo da coluna d’água (Tian et al., 2004 II). ..........39 Figura 11. Diferentes regimes de escoamento em função do número de Froude F (ROBERTS,1979)......................................................................39 Figura 12. Diluição no campo próximo em função do espaçamento dos orifícios da tubulação difusora para escoamentos onde F >0,1 (TIAN et al.,

2004 II)..............................................................................................................................................................................................................41 Figura 13. Relação entre a diluição mínima inicial e o nº de Froude para diferentes orientações de correntes em relação a tubulação difusora, em

ambientes com densidade homogênea (Adaptado Roberts, 1979). ...............................................................................................................42 Figura 14. Variação da região de mistura inicial em função do número e Froude F e do espaçamento dos orifícios da tubulação difusora (Tian et

al, 2004 II).........................................................................................................................................................................................................43 Figura 15. Variação da espessura da pluma na região de mistura inicial em função do número de Froude F (Tian et al, 2004 II). ..........................44 Figura 16. Principais características da pluma sob ação de correntes em ambientes com densidade variável (Tian et al., 2006)............................45 Figura 17. Influência das correntes na diluição em função do número de Froude F (TIAN et al., 2006).....................................................................48 Figura 18. Relação entre a diluição mínima inicial e o nº de Froude para diferentes orientações de correntes em relação a tubulação difusora, em

ambiente com variação linear de densidade (Adaptado ROBERTS et al.,1989)............................................................................................48 Figura 19. Altura do topo da pluma em função do número de Froude F para diferentes espaçamentos entre orifícios da tubulação difusora (Tian et

al., 2006)...........................................................................................................................................................................................................51 Figura 20. Espessura da pluma para escoamentos onde 0,3< F < 1,8 (Tian et al., 2006). .........................................................................................53 Figura 21. Espalhamento da pluma em duas camadas horizontalmente opostas, em ambientes estagnados (Daviero & Roberts, 2006). ..............54 Figura 22. Decaimento das bactérias do grupo E. Coli em função da ação de agentes predadores e da incidência de radiação solar (Adaptada de

McCambridge e McMeekin, 1981). ..................................................................................................................................................................70 Figura 23. Esquema representativo da penetração da radiação ao longo da coluna d’água (Adaptado de Roberts et al, 1989). .............................76 Figura 24. Dispersão dos valores do parâmetro T90 para o período de verão, considerando os modelos de Bellair et al., Chamberlin & Mitchell,

Mancini, Solic e Krstulovic, Canteras et al.,Sarikaya & Saatçi e Guillaud et al . A estampa superior representa a condição de céu claro e a estampa inferior representa a condição de céu totalmente nublado...............................................................................................................91

Figura 25. Dispersão dos valores do parâmetro T90 para o período de verão, considerando os modelos de Bellair et al., Chamberlin & Mitchell, Mancini, Canteras et al, Sarikaya & Saatçi e Guillaud et al . A estampa superior representa a condição de céu claro e a estampa inferior representa a condição de céu totalmente nublado..........................................................................................................................................92

Figura 26. Dispersão dos valores do parâmetro T90 para o período de verão, considerando os modelos de Mancini, Canteras et al, Sarikaya & Saatçi e Guillaud et al . A estampa superior representa a condição de céu claro e a estampa inferior representa a condição de céu totalmente nublado. ..........................................................................................................................................................................................93

Figura 27. Órbita da Terra em torno do Sol, com seu eixo N-S inclinado de um ângulo de 23,5o. As estações do ano descritas na ilustração referem-se ao hemisfério sul (http://cdcc.sc.usp.br/cda). ................................................................................................................................98

xii

Figura 28. Incidência de raios solares no hemisfério sul durante o verão (fonte: internet). A estampa da direita ilustra uma imagem da terra, como se vista do sol, durante o solstício de verão (fonte: internet). Com base nesta imagem pode ser observada uma incidência praticamente perpendicular dos raios solares sobre a latitude de 23,5° S. ..........................................................................................................................99

Figura 29. Incidência de raios solares no hemisfério norte durante o verão (fonte: internet). A estampa da direita ilustra uma imagem da terra, como se vista do sol, durante o solstício de verão (fonte: internet). Com base nesta imagem pode ser observada uma incidência praticamente perpendicular dos raios solares sobre a latitude de 23,5° N...................................................................................................100

Figura 30. Incidência de raios solares durante o equinócio (fonte: internet). A estampa da direita ilustra uma imagem da terra, como se vista do sol, durante o equinócio (fonte: internet). Com base nesta imagem pode ser observada uma incidência praticamente perpendicular dos raios solares sobre o equador........................................................................................................................................................................100

Figura 31. Distribuição espectral da radiação solar (fonte: internet). .........................................................................................................................102 Figura 32. O espectro eletromagnético .......................................................................................................................................................................104 Figura 33. Comparação entre dados de radiação solar medidos, e calculados pelo modelo. Medições realizadas durante o inverno de 1989 pelo

IEAPM – Arraial do Cabo – RJ.......................................................................................................................................................................105 Figura 34. Comparação entre dados de radiação solar medidos, e calculados pelo modelo. Medições realizadas durante a primavera de 1989

pelo IEAPM – Arraial do Cabo – RJ...............................................................................................................................................................105 Figura 35. Comparação entre dados de radiação solar medidos, e calculados pelo modelo. Medições realizadas durante o verão de 1990 pelo

IEAPM – Arraial do Cabo – RJ.......................................................................................................................................................................106 Figura 36. Comparação entre dados de radiação solar medidos, e calculados pelo modelo especificamente para o dia 13/10/89. Foi considerada

no modelo a condição de cobertura de nuvens equivalente a 100%............................................................................................................107 Figura 37. Esquematização da metodologia adotada no acoplamento dos modelos ................................................................................................111 Figura 38. Principais dados de entrada a serem inseridos no modelo de campo próximo (Zhang & Adams, 1999). ...............................................113 Figura 39. Características da pluma no campo afastado obtidas a partir da modelagem do campo próximo (Zhang & Adams, 1999)...................114 Figura 40. Posição de lançamento da massa do contaminante de acordo com a posição vertical da pluma, determinada pelo modelo de campo

próximo (Zhang & Adams, 1999). ..................................................................................................................................................................115 Figura 41. Representação esquemática da pluma de contaminantes e da geometria da região fonte. ....................................................................115 Figura 42. Cenário 1: A estampa superior ilustra a variação horária do T90, e a estampa inferior curvas de decaimento referentes à condição de

verão com céu claro (0% de cobertura de nuvens) e pluma atingindo a superfície livre. Na legenda da estampa inferior, o número em seguida à letra F indica a hora do dia. Exemplo: a parcela de efluente lançada pelo emissário às 17h (cf. curva F17), após 7 horas tem fator de decaimento = 0.40. ...........................................................................................................................................................................118

Figura 43. Cenário 2: A estampa superior ilustra a variação horária do T90, e a estampa inferior curvas de decaimento referentes à condição de verão com céu claro (0% de cobertura de nuvens) e pluma com seu limite superior situado a 10 metros de profundidade. Na legenda da estampa inferior, o número em seguida à letra F indica a hora do dia. Exemplo: a parcela de efluente lançada pelo emissário às 17h (cf. curva F17), após 14 horas tem fator de decaimento = 0.30..........................................................................................................................119

Figura 44. Variação do T90 ao longo da espessura da pluma. A estampa superior representa a simulação considerando condições médias de profundidade, espessura da pluma, temperatura e salinidade supracitadas. A estampa inferior contempla a variação horária destes parâmetros. A pluma está representada pela superfície em tons de cinza. .................................................................................................121

Figura 45. Comparação do calculo de concentração baseado em diferentes espessuras de mistura. A estampa da esquerda representa uma espessura de mistura de 5 metros, enquanto a da direita representa uma espessura de mistura de 20 metros. Nesta comparação são desprezadas as reações cinéticas de decaimento. .......................................................................................................................................123

Figura 46. Metedologia de cálculo empregada no acoplamento entre o modelo hidrodinâmico e o modelo de campo próximo. ............................125 Figura 47. Metedologia de cálculo empregada no acoplamento entre o modelo de campo próximo e o modelo de campo afastado.....................127 Figura 48. Variação temporal da espessura pluma durante a simulação...................................................................................................................130 Figura 49. Isolinhas de concentração de coliformes termotolerantes (fecais) em dois diferentes instantes de simulação. Na estampa superior a

pluma apresenta espessura de 20 metros, e na estampa inferior a espessura equivale a 10 metros. As escalas horizontais referem-se à distância em metros. ......................................................................................................................................................................................131

Figura 50. Variação da densidade, ao longo dos cinco dias de simulação. ...............................................................................................................132 Figura 51. Variação temporal da pluma ao longo da coluna d’água, radiação solar incidente sobre a pluma e taxa de decaimento em cada um dos

instantes acima descritos. ..............................................................................................................................................................................132 Figura 52. Isolinhas de concentração de coliformes termotolerantes (fecais) em cinco diferentes instantes de simulação. As escalas horizontais

referem-se à distância em metros..................................................................................................................................................................133

xiii

Figura 53. Isolinhas de concentração de coliformes termotolerantes (fecais) durantes dois diferentes instantes durante o período noturno. As escalas horizontais referem-se à distância em metros..................................................................................................................................134

Figura 54. Localização da região em estudo (Google maps). ....................................................................................................................................135 Figura 55. Disposição das vertentes da região metropolitana de Salvador (Topazio, 2003).....................................................................................136 Figura 56. Região do SDORV e localização das alternativas para o eixo da futura tubulação do sistema de disposição oceânico........................137 Figura 57. Batimetria como vista pelo modelo, com base nos dados da malha de discretização do domínio da BTS considerado. .......................138 Figura 58. Domínio tridimensional da BTS discretizado com uma pilha de 21 malhas contendo 21× 1499 elementos finitos biquadráticos

totalizando 144018 (= 21×6858) pontos. .......................................................................................................................................................138 Figura 59. Condição de quadratura. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velocidades 2DH durante a meia

maré enchente e a meia maré vazante..........................................................................................................................................................141 Figura 60. Condição de sizígia. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velocidades 2DH durante a meia maré

enchente e a meia maré vazante...................................................................................................................................................................142 Figura 61. Condição de quadratura. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velocidades 2DH durante a meia

maré enchente e a meia maré vazante..........................................................................................................................................................143 Figura 62. Condição de sizígia. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velocidades 2DH durante a meia maré

enchente e a meia maré vazante...................................................................................................................................................................144 Figura 63. Variação sumarizada dos perfis de densidade ao longo do período de simulação para as condições de verão e inverno. ...................146 Figura 64. Cenário de verão. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da taxa de decaimento ao longo do

verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nuvens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da elevação e espessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento do efluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das variações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição referente ao Sistema de Disposição Oceânica do Jaguaribe (SDOJ). ........................................................................................................................................................................................149

Figura 65. Cenário de verão. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da taxa de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nuvens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da elevação e espessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento do efluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das variações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição referente ao Sistema de Disposição Oceânica do Rio Vermelho (SDORV). ......................................................................................................................................................................................150

Figura 66. Cenário de verão. Ângulo de ação das correntes em relação à tubulação difusora para os emissários do Rio Vermelho e Jaguaribe. 0° corresponde à ação paralela e 90° corresponde à ação perpendicular. ......................................................................................................151

Figura 67. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 26/01/2003 às 0:00 hs durante meia maré vazante de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros. ............152

Figura 68. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 26/01/2003 às 6:00 hs durante meia maré enchente de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros........152

Figura 69. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 26/01/2003 às 14:00 hs durante meia maré vazante de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros........153

Figura 70. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/01/2003 às 0:00 hs durante maré enchente de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros. ............153

Figura 71. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/01/2003 às 6:00 hs durante maré vazante de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros. ............154

Figura 72. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/01/2003 às 14:00 hs durante preamar de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros.........................154

Figura 73. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/01/2003 às 0:00 hs durante meia maré enchente de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros. ............155

Figura 74. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/01/2003 às 6:00 hs durante meia maré vazante de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros. ............155



xiv

Figura 77. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/02/2003 às 6:00 hs durante meia maré vazante de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros. ............157


Figura 79. Cenário de verão. Variação da massa do contaminante lançada pelo SDOJ e SDORV em função das variações apresentadas na Figura 64 e Figura 65, respectivamente. .......................................................................................................................................................158

Figura 80. Cenário de verão. Correlação entre as taxas de decaimento, representadas pelo parâmetro T90, e variação temporal de massa. A estampa superior apresenta esta correlação para o SDOJ e a estampa inferior para o SDORV. ...............................................................159

Figura 81. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 26/01/2003 e 29/01/2003 às 14 horas. As escalas da figura estão indicadas em metros.......................................................................................................................................................................................................160

Figura 82. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 2/02/2003 e 26/01/2003 às 14 horas. As escalas da figura estão indicadas em metros.......................................................................................................................................................................................................161

Figura 83. Cenário de inverno. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da taxa de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nuvens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da elevação e espessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento do efluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das variações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição referente ao Sistema de Disposição Oceânica do Jaguaribe (SDOJ). ........................................................................................................................................................................................163

Figura 84. Cenário de inverno. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da taxa de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nuvens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da elevação e espessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento do efluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das variações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição referente ao Sistema de Disposição Oceânica do Rio Vermelho (SDORV). ......................................................................................................................................................................................164

Figura 85. Cenário de inverno. Ângulo de ação das correntes em relação à tubulação difusora para os emissários do Rio Vermelho e Jaguaribe. 0° corresponde à ação paralela e 90° corresponde à ação perpendicular...................................................................................................165

Figura 86. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 28/05/2003 às 0:30 hs durante maré vazante de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.........................................................................................................................................................................................................................166

Figura 87. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 28/05/2003 às 6:30 hs durante maré enchente de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.........................................................................................................................................................................................................................166

Figura 88. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 28/05/2003 às 14:30 hs durante meia maré vazante de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.............................................................................................................................................................................................................167

Figura 89. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/05/2003 às 0:30 hs durante preamar de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........167

Figura 90. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/05/2003 às 6:30 hs durante baixa-mar de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........168

Figura 91. Plumas do SDORV e do SDOJ no 29/05/2003 às 14:30 hs durante meia maré vazante de quadratura. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.........................................................................................................................................................................................................................168

Figura 92. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/05/2003 às 0:30 hs durante maré enchente de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........169

Figura 93. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/05/2003 às 6:30 hs durante baixa-mar de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........169

Figura 94. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/05/2003 às 14:30 hs durante preamar de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........170

Figura 95. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/06/2003 às 0:30 hs durante maré enchente de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........170

xv

Figura 96. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/06/2003 às 6:30 hs durante maré vazante de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........171

Figura 97. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/06/2003 às 14:30 hs durante preamar de sizígia. O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros. .........171

Figura 98. Cenário de inverno. Variação da massa do contaminante lançada pelo SDOJ e SDORV em função das variações apresentadas na Figura 83 e Figura 84, respectivamente. .......................................................................................................................................................172

Figura 99. Cenário de inverno. Correlação entre as taxas de decaimento, representadas pelo parâmetro T90, e variação temporal de massa. A estampa superior apresenta esta correlação para o SDOJ e a estampa inferior para o SDORV. ...............................................................173

Figura 100. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 28/05/2003 e 29/05/2003 às 14:30 hs. Escalas da figura indicadas em metros.............................................................................................................................................................................................................174



Figura 103. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 31/05/2003 e 02/06/2003 às 6:30 hs.......................................................178

xvi

Lista de Tabelas Tabela 1. Doenças relacionadas à água e seus respectivos microrganismos transmissores. Fontes: Benenson (1985); Tchobanoglous &

Schroeder (1985) apud VON SPERLING (1996)...............................................................................................................................................4 Tabela 2. Características gerais dos emissários mundiais (BLENINGER, 2006). .........................................................................................................6 Tabela 3. Características dos principais emissários de São Paulo e Rio de Janeiro (www.cetesb.sp.gov.br, acesso a página em 19/12/2007)........6 Tabela 4. Principais vírus associados a doenças de veiculação hídrica ......................................................................................................................14 Tabela 5. Principais bactérias associadas a doenças de veiculação hídrica ...............................................................................................................14 Tabela 6. Principais protozoários associados a doenças de veiculação hídrica..........................................................................................................16 Tabela 7. Principais fungos associados a doenças de veiculação hídrica. ..................................................................................................................16 Tabela 8. Principais helmintos associados a doenças de veiculação hídrica. .............................................................................................................16 Tabela 9. Concentração média de microrganismos patogênicos presentes no esgoto bruto (WHO, 1999). ..............................................................17 Tabela 10. Limites de balneabilidade, segundo resolução CONAMA (Conselho Nacional do meio Ambiente) nº 274 de 29 de Novembro de 2000.

..........................................................................................................................................................................................................................20 Tabela 11. Correlação entre concentração de coliformes termotolerantes (fecais) e ocorrência de Salmonella (GELDREICH,1970). .....................22 Tabela 12. Valores médios por 100 ml de água coletada. CT – coliformes totais; CF - coliformes termotolerantes (fecais); EF - estreptococos

fecais(ARAUJO et al.,1990).As concentrações sombreadas são consideradas impróprias de acordo com a resolução CONAMA nº 274 de 29/11/2000........................................................................................................................................................................................................28

Tabela 13. Prós e contras dos diversos indicadores de poluição fecal (WHO, 1999)..................................................................................................30 Tabela 14. Fluxos de vazão, momentum e empuxo de fontes pontuais e lineares......................................................................................................37 Tabela 15. Diluição da pluma na região de mistura inicial para fontes lineares ou pontuais.......................................................................................47 Tabela 16. Relações entre a espessura e altura do topo da pluma para fontes pontuais. ..........................................................................................54 Tabela 17. Correlação entre as principais unidades de energia, potência e radiação.................................................................................................74 Tabela 18. Valores observados de kl a partir de experimento de campo e laboratório (Chamberling & Mitchell, 1978).............................................81 Tabela 19. Faixa de variação dos fatores influentes nas taxas de decaimento ...........................................................................................................84 Tabela 20. Faixa de variação dos parâmetros utilizados nos experimentos realizados por YANG et al. (2000) ........................................................88 Tabela 21. Cenários utilizados na comparação entre os diferentes modelos de decaimento. ....................................................................................90 Tabela 22. Valores do parâmetro T90, em horas, para as condições de verão com céu claro e totalmente nublado. ................................................90 Tabela 23. Valores calculados do parâmetro T90,, em horas, para o período noturno. ................................................................................................94 Tabela 24. Relações entre as taxas de decaimento entre coliformes termotolerantes (fecais) e enterococos...........................................................96 Tabela 25. Períodos dos dados de radiação fornecidos pelo IEAPM ........................................................................................................................105 Tabela 26. Parâmetros empregados nas simulações.................................................................................................................................................130 Tabela 27. Características dos Sistemas de Disposição Oceânica SDORV e SDOJ................................................................................................137 Tabela 28. Período de simulação dos cenários de verão e inverno...........................................................................................................................146 Tabela 29. Comparação entre as taxas de decaimento nos instantes anteriores às 14:30 nos dias 29/05 e 02/06.................................................177

1

1. INTRODUÇÃO A ocupação litorânea das principais cidades brasileiras tem se intensificado continua-

mente nos últimos anos. A Figura 1 e a Figura 2 a seguir ilustram, respectivamente, a

ocupação litorânea na região metropolitana da cidade do Rio de Janeiro e Salvador. O

adensamento populacional nas áreas litorâneas brasileiras não tem sido acompanhado

por instalações de esgotamento sanitário adequadas às regiões. Nas últimas décadas a

qualidade das águas costeiras tem sofrido um intenso processo de degradação pelo lan-

çamento de esgotos domésticos que escoam para as praias sem qualquer tratamento, seja

em despejos diretos, ou através de sistemas de drenagem pluvial.

Figura 1. Vista aérea das praias de Ipanema e Leblon, à esquerda, e da praia de Copacabana à direita. (Google

maps, acesso a página em 25/09/2007).

Figura 2. Vista da cidade de Salvador – BA (http://backbeat.bolgs.sapo.pt, acesso a página em 25/09/2007)

http://backbeat.bolgs.sapo.pt/

2

Como exemplo no caso do Rio de Janeiro, a causa da poluição das praias não está

necessariamente localizada na orla. Boa parte do esgoto que chega às praias vem através

da contaminação do sistema lacunar da Baixada de Jacarepaguá, ilustrado na Figura 3

por comunidades que carecem de saneamento básico.

Figura 3. Vista aérea do complexo lacunar da microbacia de Jacarepaguá (www.serla.rj.gov.br/obras/obra_jpa.asp, acesso a página em 25/09/2007)

Este sistema laguna encontra-se altamente poluído (cf. Figura 4). Além do com-

prometimento da biota local, a poluição crescente pode contribuir na disseminação de

doenças tanto através do contato primário da população com estes corpos d’água, quan-

to na proliferação de vetores.

A água devido às suas propriedades de solvente, juntamente com sua capacidade

de transportar partículas, é capaz de incorporar diversas impurezas que definem a quali-

dade da água. Sob condições naturais, mesmo com a bacia hidrográfica preservada, a

qualidade das águas é afetada pelo escoamento superficial. Neste caso, a contaminação

hídrica é dependente do contato da água em escoamento com as partículas, substâncias e

impurezas do solo. A interferência do homem, como, por exemplo, na geração de despe-

jos de origem doméstica ou industrial, contribui na introdução de compostos na água

que afetam sua qualidade. (VON SPERLING, 1996).

http://www.serla.rj.gov.br/obras/obra_jpa.asp

3

Figura 4. A proliferação de algas indica elevado nível poluição da lagoa de Jacarepaguá (www.serla.rj.gov.br/obras/obra_jpa.asp, acesso a página em 25/09/2007).

Um dos mais importantes aspectos relacionado à poluição das águas está associa-

do às doenças de veiculação hídrica. Um corpo d’água receptor do lançamento de esgo-

tos pode incorporar uma ampla gama de agentes transmissores de doenças. Este fato

afeta os usos preponderantes destinados ao corpo d’água, tais como abastecimento e

balneabilidade.

A Tabela 1 apresenta as principais doenças relacionadas com a água e seus princi-

pais agentes causadores.

Sistemas de esgotamento sanitário têm como objetivo minimizar os impactos de-

correntes da poluição dos cursos d’água no que diz respeito tanto à preservação do meio

ambiente, quanto a promover melhores condições de saúde pública. Entretanto, de acor-

do com GONÇALVES & SOUZA (1997), as estações convencionais de tratamento de

esgotos sanitários, permitem o tratamento de pequenas ou grandes vazões, em menor

tempo e espaço, porém com o emprego de elevadas quantidades de energia elétrica e

mecânica. Isto encarece os custos de implantação e operação, e as despesas com manu-

tenção.

A disposição oceânica através de emissários submarinos tem sido apontada como

uma eficiente alternativa para o destino final de efluentes sanitários previamente trata-

http://www.serla.rj.gov.br/obras/obra_jpa.asp

4

dos1, em virtude da elevada capacidade de dispersão e depuração da matéria orgânica no

ambiente marinho. Esta capacidade reside na intensa energia disponível no ambiente

marinho em função da ação das correntes na dispersão do efluente, disponibilidade sufi-

ciente de oxigênio dissolvido, e por se apresentar como ambiente hostil à sobrevivência

de microrganismos.

Tabela 1. Doenças relacionadas à água e seus respectivos microrganismos transmissores. Fontes: Benenson (1985); Tchobanoglous & Schroeder (1985) apud VON SPERLING (1996)

Doença Agente causador Ingestão de água contaminada

Disenteria bacilar Bactéria (Shigella dysenteriae) Cólera Bactéria (Vibrio cholerae) Leptospirose Bactéria (Leptospira) Salmonelose Bactéria (Salmonella) Febre tifóide Bactéria (Salmonella typhi) Disenteria amebiana Protozoário (Entamoeba histolytica) Giardíase Protozoário (Giárdia lamblia) Hepatite infecciosa Vírus (vírus da hepatite A) Gastroenterite Vírus (enterovírus, parvovírus, rotavírus) Paralisia infantil Vírus (Poliomielites vírus)

Contato com água contaminada Escabiose Sarna (Sarcoptes scabiei) Tracoma Clamídea (Chlamydia tracomatis)

Verminoses, tendo a água como um estágio no ciclo Esquistossomose Helminto (Schistosoma)

Transmissão através de insetos, tendo a água como meio de procriação. Malária Protozoário (Plasmodium) Febre amarela Vírus (Flavivírus) Dengue Vírus (Flavivírus) Filariose Helminto (Wuchereria bancrofti)

Nos esgotos domésticos podem ser encontrados diversos microrganismos patogê-

nicos, conforme exemplificado na Tabela 1. Entretanto, a identificação destes microrga-

nismos é uma tarefa complexa em razão das suas baixas concentrações. Este obstáculo é

superado através do uso de organismos indicadores de contaminação fecal (VON

SPERLING, 1996). A existência destes indicadores permite avaliar a probabilidade de

contaminação por microrganismos patogênicos de origem entérica.

Os organismos mais comumente utilizados como indicadores de contaminação fe-

cal são as bactérias do grupo coliforme. Isto é justificado pelo fato que estes microrga-

nismos apresentam-se em grandes quantidades nas fezes humanas (BRANCO &

ROCHA, 1979 apud VON SPERLING, 1996). A resolução CONAMA n° 274/2000

adota, além destes microrganismos, o uso de enterococos como indicadores de contami-

1 De acordo com a lei 4692 estadual (RJ) de 29/12/2005, fica estabelecido tratamento de nível primário do efluente antes do seu lançamento em alto mar.

5

nação fecal. Entretanto, a Agência de Proteção Ambiental Norte Americana (U.S. EPA)

adota apenas o uso deste último microrganismo indicador como indicador de contami-

nação fecal em águas salgadas.

O emprego de modelos computacionais, como ferramentas para simulação dos

padrões de circulação hidrodinâmica e qualidade de águas, é de fundamental importân-

cia para estudos em ambientes costeiros. O modelo hidrodinâmico permite obter o pa-

drão de circulação do corpo d’água, definido pela magnitude das correntes e elevação

diferencial do nível d’água ao longo do domínio modelado. O modelo de qualidade de

água permite determinar a distribuição das concentrações do contaminante no corpo

d’água receptor no campo afastado. Este modelo é decorrente dos processos de advec-

ção, determinados pelo modelo hidrodinâmico, difusão turbulenta e reações cinéticas de

decaimento do contaminante2.

1.1. EMISSÁRIOS SUBMARINOS

O lançamento do efluente de emissários submarinos de esgotos ocorre através de difuso-

res, que contém portas ou orifícios múltiplos ou individuais (cf. Figura 5). Neste traba-

lho apenas o caso de orifícios múltiplos é considerado. Isto é comum na maioria dos

emissários submarinos de esgotos e existentes no Brasil e em outras partes do mundo.

Figura 5. Esquema da descarga do efluente. A estampa da esquerda representa a descarga realizada com difusor

constituído por múltiplas portas e a estampa da direita o caso da descarga realizada por orifício individual (www.bleninger.com, acesso a página em 19/12/2007).

2 Neste trabalho bactérias do grupo Coliforme são consideradas como contaminantes de referência.

http://www.bleninger.com/

6

De acordo BLENINGER (2006) as características dos emissários variam conside-

ravelmente, em função das técnicas construtivas disponíveis. Este mesmo autor apresen-

ta na Tabela 2 a seguir uma compilação das características médias, mínimas e máximas

de aproximadamente 200 emissários mundiais de efluentes domésticos e industriais. As

quantidades indicadas entre parênteses correspondem às características mínimas e má-

ximas.

Tabela 2. Características gerais dos emissários mundiais (BLENINGER, 2006).

Características Faixa de valores

Custo US$ 7 milhões (US$ 2 a 3500 milhões) Vazão máxima 1,5 m³/s (0,1 a 55 m³/s) Diâmetro 1metro (0,1 a 8 metros) Tipo de tubulação 1950 – 1980: aço carbono

1970 – 2000: concreto armado 1990 – hoje: PEAD e enterrados no leito oceâ-nico.

Comprimento da tubulação difusora 100 metros (10 – 1000 metros) Comprimento total (inclusive difusor) 1300 metros (100 a 16000 metros) Diâmetro dos orifícios 100 mm (10 a 300 mm) Profundidade de descarga 10 metros (4 a 60 metros)

Como exemplos de alguns emissários submarinos Brasileiros, atualmente há sete

emissários em funcionamento no litoral paulista: dois em Praia Grande; um em Santos;

um no Guarujá; dois em São Sebastião e um em Ilhabela. No Rio de janeiro, os princi-

pais emissários são os da Barra da Tijuca, Ipanema e Icaraí. A Tabela 3 apresenta as

principais características de alguns dos principais emissários do Rio de Janeiro e São

Paulo.

Tabela 3. Características dos principais emissários de São Paulo e Rio de Janeiro (www.cetesb.sp.gov.br, acesso a página em 19/12/2007)

Características dos emissários existentes Município / Estado Vazão

máx(m³) Comprimento

(m) Profundidade

(m) Diâmetro

(m) Difusor

(m) Nº de

orifícios

Ilhabela - Saco da Capela (SP) 0,03 220 24 0,25 2.5 24 São Sebastião - Pta. Cigarras (SP) 0,012 1.068 8,5 0,16 3.5 7

São Sebastião - Pta. Araçá (SP) 0,14 1.061 8 0,4 10.1 17 Guarujá – Enseada (SP) 1,447 4.500 14 0,9 300 150

Santos - José Menino (SP) 7,267 4.000 10 1,75 200 40 Praia Grande I - Praia do Forte (SP) 1,041 3.300 12,5 1 435 174

Praia Grande II - Vila Tupi (SP) 1,361 3.400 13 1 570 228 Icaraí – Niterói (RJ) 1,38 3340 22 1 248 63

Ipanema – Rio de Janeiro (RJ) 8 4326 27 2,4 449 180 Barra da Tijuca – Rio de Janeiro (RJ) 5,3 5180 35 1,5 518 200

http://www.cetesb.sp.gov.br/

7

1.2. MOTIVAÇÃO

Diversos estudos têm sido realizados na avaliação do impacto do lançamento de esgotos

domésticos em águas costeiras. De acordo com a legislação brasileira, na avaliação des-

tes impactos, bactérias do grupo coliformes termotolerantes (fecais) são consideradas

como contaminantes referenciais. A modelagem de plumas de emissários submarinos de

esgotos tem se tornado objeto de extrema relevância, tanto na avaliação de impactos

promovidos pelo lançamento destes efluentes no meio aquático, quanto na tomada de

decisões relativas ao ponto de lançamento ideal.

A dispersão da pluma de contaminantes lançada no ambiente marinho é constituí-

da em duas regiões com características distintas: o campo próximo, dominado pela tur-

bulência gerada pelos jatos efluentes da tubulação difusora, forças de empuxo (“buo-

yancy” em inglês), campo de correntes e perfis de densidade; e o campo afastado, onde

predominam a turbulência gerada pelas correntes oceânicas e as reações cinéticas de

decaimento do contaminante. As escalas espaciais e temporais dos processos de mistura

envolvidos distinguem-se significativamente nestas duas regiões, o que dificulta serem

consideradas em um modelo único. No sentido de sanar estas dificuldades diversos au-

tores (ZHANG & ADAMS, 1999, BLENINGER & JIRKA, 2004, HILLEBRAND,

2003, BLENINGER, 2006) propõem um acoplamento entre modelos de campo próximo

e campo afastado. Nos trabalhos apresentados por estes autores não se verifica uma a-

bordagem intensiva no decaimento do contaminante. Entretanto, considerando que o

efluente em questão se comporta como um contaminante não conservativo, a quantifica-

ção de seu decaimento e o conhecimento de seus principais fatores influentes constitui-

se em um dos pontos principais a ser inserido no acoplamento entre os modelos.

O efluente de menor densidade, durante seu processo de mistura inicial com a á-

gua do mar irá se elevar em direção à superfície livre, podendo atingi-la ou não, depen-

dendo das variações verticais de densidade entre o ponto de lançamento do efluente e a

superfície. A máxima elevação atingida pela pluma ao longo da coluna d’água é deter-

minada como a região onde as densidades do efluente e do ambiente se igualam. A ele-

vação e a espessura da pluma constituem-se os principais parâmetros obtidos na mode-

lagem do campo próximo. Estes parâmetros são de extrema relevância na modelagem

do campo afastado. A determinação da altura máxima alcançada pela pluma é importan-

te por algumas razões: determina o nível de incidência luminosa ao longo de sua espes-

sura; e a faixa do escoamento responsável pela sua advecção. A espessura da pluma,

8

variável em função das condições ambientais encontradas, influencia os níveis de con-

centração do contaminante. Plumas mais espessas estão relacionadas a uma maior dilui-

ção do efluente, ao passo que plumas menos espessas proporcionam uma maior concen-

tração do mesmo. A intensidade de radiação incidente sobre a pluma é a principal res-

ponsável na quantificação da taxa de decaimento bacteriano (BELAIR, 1977;

CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978; MANCINI, 1978; ŜOLIC & KRSTULOVIC,

1992; CANTERAS et al., 1995; SARIKAYA & SAATÇI, 1995; ALKAN et al., 1995

GUILLAND et al., 1997; YANG et al., 2000).

A mortalidade de bactérias no ambiente marinho é quantificada através do parâ-

metro T90, que corresponde ao tempo necessário para que ocorra uma redução de 90%

da concentração inicial destes microrganismos, descontando efeitos de diluição e dis-

persão. Os principais fatores intervenientes no decaimento bacteriano em águas mari-

nhas são as variações de temperatura, salinidade e radiação solar. Com base nisto diver-

sos autores propuseram formulações com objetivo de estabelecer correlações entre esses

fatores e o decaimento bacteriano (BELAIR, 1977; CHAMBERLIN & MITCHELL,

1978; MANCINI, 1978; ŜOLIC & KRSTULOVIC, 1992; CANTERAS et al., 1995;

SARIKAYA & SAATÇI, 1995; GUILLAND et al., 1997; YANG et al., 2000). Através

da comparação de resultados obtidos destas formulações, observou-se uma boa consis-

tência apenas entre quatro destas formulações. Esta análise é apresentada detalhadamen-

te no item 4.3 deste trabalho.

A intensidade da radiação solar é governada por parâmetros geográficos, sazonais,

meteorológicos e ambientais. Os primeiros dois parâmetros são representados pela lati-

tude do local em que é realizado o estudo, e pelas estações do ano que irão influenciar o

ângulo de incidência dos raios solares sobre a superfície terrestre. O terceiro parâmetro

representa a condição de cobertura nebulosa. O último parâmetro está diretamente liga-

do às condições do corpo d’água representadas pela turbidez, e pela variação vertical de

densidade. A diferença de densidades entre o ponto de lançamento do efluente e a su-

perfície livre irá limitar a máxima altura alcançada pela pluma de contaminantes ao lon-

go da coluna d’água. A quantificação da radiação solar incidente sobre a pluma é obtida

através de um modelo analítico proposto por MARTIN & MCCUTCHEON (1999),

onde sua validação é comprovada através de comparações com dados medidos em cam-

po.

O modelo NRFIELD, baseado na metodologia proposta por ROBERTS (1979) e

ROBERTS et al., (1989 I,II,III), é utilizado na modelagem do campo próximo. A mode-

9

lagem hidrodinâmica e do transporte de contaminantes é realizada pelo SisBAHIA®,

www.sisbahia.coppe.ufrj.br, desenvolvido na Área de Engenharia Costeira e Oceano-

gráfica da COPPE/UFRJ.

1.3. OBJETIVOS

Este trabalho tem como objetivo propor um acoplamento entre modelos de campo pró-

ximo e campo afastado, na avaliação do impacto provocado pelo lançamento de efluen-

tes domésticos em águas costeiras através de emissários submarinos. Entretanto, o ponto

chave em questão é a inclusão, na modelagem da pluma de coliformes, de um modelo

de decaimento bacteriano acoplado diretamente a um modelo de radiação solar. Através

do acoplamento entre todos estes modelos, pretende-se avaliar os impactos provocados

pelo lançamento do efluente considerando variações horárias dos diversos fatores ambi-

entais que intervêm na dispersão e decaimento da pluma de coliformes. Os objetivos

específicos traçados neste trabalho estão classificados por capítulos.

Capítulo 2:

• Discutir dos critérios utilizados na avaliação da qualidade das águas;

• Compilar dos principais microrganismos associados a doenças de veiculação hí-drica;

• Histórico dos indicadores de contaminação fecal e sua associação com microrga-nismos patogênicos;

• Comparar Escherichia coli e enterococos como indicadores de contaminação fe-cal.

Capítulo 3:

• Discutir os processos de mistura do efluente no meio. Esta etapa é dividida na modelagem das zonas de mistura ativa e passiva;

• Comparar a metodologia original do modelo de campo próximo NRFIELD (ROBERTS et al., (1989 I,II,III)), com uma mais atual (TIAN et al., (2004 I, II), DAVIERO & ROBERTS (2006) e TIAN et al. (2006)).

Capítulo 4:

• Discutir os principais fatores influentes no decaimento bacteriano no meio aquá-tico;

• Propor uma metodologia para a determinação do decaimento bacteriano em plu-mas de emissários;

• Apresentar os principais modelos de decaimento bacteriano encontrados na litera-tura;

• Comparar os diferentes modelos apresentados no cálculo das taxas de decaimento bacteriano;

http://www.sisbahia.coppe.ufrj.br/

10

• Estabelecer uma relação entre a taxa de decaimento bacteriano de coliformes e enterococos.

Capítulo 5:

• Abordar a questão da radiação solar como um dos elementos principais no deca-imento de microrganismos no meio aquático;

• Apresentar um modelo analítico proposto por MARTIN & McCUTCHEON (1999) para o cálculo da radiação solar;

• Comparar os valores de radiação calculados pelo modelo analítico com medições realizadas em campo.

Capítulo 6:

• Apresentar uma descrição da metodologia acoplamento entre os modelos hidro-dinâmico, campo próximo, campo afastado e decaimento bacteriano;

• Aplicar o acoplamento na avaliação das concentrações de coliformes, conside-rando o lançamento de esgotos em um canal retangular submetido a um escoa-mento unidirecional e uniforme.

Capítulo 7:

• Analisar a dispersão de efluentes domésticos através do lançamento simultâneo dos Sistemas de Disposição Oceânica do Rio Vermelho e Jaguaribe, localizados na região metropolitana de Salvador – BA, considerando a partir do acoplamento dos modelos a variação simultânea de diversas variáveis ambientais.

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2. CRITÉRIOS PARA AVALIAÇÃO DA QUALIDADE DAS ÁGUAS PARA FINS RECREATIVOS

O uso da água para fins de recreação é definido como qualquer atividade humana en-

volvendo a imersão corporal, intencional ou acidental, em corpos d’água naturais ou

artificiais, vindo estes a serem caracterizados balneáveis ou não. Balneabilidade é a me-

dida das condições sanitárias das águas destinadas à recreação de contato primário, sen-

do este entendido como contato direto e prolongado com a água na qual a probabilidade

do banhista ingerir grandes quantidades de água é elevada.

Os corpos d’água naturais são caracterizados por águas doces, salinas ou salobras,

e são exemplificados respectivamente por rios, mares e estuários.

2.1. O PAPEL DA ÁGUA NA TRANSMISSÃO DE DOENÇAS

A água é normalmente habitada por vários tipos de organismos de vida livre e não para-

sitária que dela extraem os elementos indispensáveis à sua sobrevivência. Ocasional-

mente são aí introduzidos microrganismos patogênicos que constituem um perigo sani-

tário potencial. A água ainda é considerada como eficiente veiculador de doenças, por-

que não só pode conservar os agentes etiológicos, como os transporta a longas distân-

cias e tem fácil acesso ao corpo humano, externa e internamente.

Os microrganismos são células vivas encontradas em água naturais, poluídas ou

não. Apesar de toda sua complexidade e variedade, podem ser classificadas com base na

sua estrutura em dois grupos: procariontes e eucariontes. No mundo microbiano, as bac-

térias e cianobactérias são procariotos. Outros microrganismos celulares, tais como fun-

gos, compostos por leveduras e bolores, protozoários e algas são eucariotos

(TORTORA et al., 2000).

Os procariotos e os eucariotos são quimicamente similares. Ambos contêm ácidos

nucléicos, proteínas, lipídios e carboidratos, e utilizam os mesmos tipos de reações quí-

micas para metabolizar o alimento, formar proteínas e armazenar energia. Basicamente,

os procariotos se diferenciam dos eucariotos devido à estrutura das paredes celulares e

das membranas, e a ausência de organelas3.

Os eucariotos possuem estruturas lineares de DNA denominadas cromossomos

que são encontrados no núcleo das células e estão separados do citoplasma por uma

3 Organelas são estruturas celulares

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membrana nuclear. A divisão das células eucarióticas ocorre através de um processo

conhecido como mitose, onde várias estruturas celulares participam de um tipo de divi-

são nuclear. As organelas existentes nestas células incluem mitocôndrias, retículo endo-

plasmático e, algumas vezes, cloroplastos (TORTORA et al., 2000).

Os procariotos não possuem núcleo organizado, nem organelas celulares envoltas

por membranas. A maior parte de seu material genético está incorporada em uma única

molécula circular de DNA. Reproduzem-se por fissão binária, onde seu DNA é duplica-

do e a célula se divide em duas (TORTORA et al., 2000).

As bactérias são organismos unicelulares relativamente simples, cujo material ge-

nético não está envolto por uma membrana nuclear especial. Por esta razão estes orga-

nismos são denominados procariotos, que em grego significam pré-núcleo. As bactérias

possuem tamanhos variados, que podem variar de 0,2 a 2,0 μm de diâmetro e de 2 a 8

μm de comprimento, em função de sua forma. Podem ser esféricas (cocos), em forma de

bastão (bacilos) e espirais (TORTORA et al., 2000).

Os cocos são normalmente redondos, mas podem ser ovais, alongados ou achata-

dos em uma das extremidades. Quando os cocos se dividem para se reproduzir, as célu-

las podem permanecer unidas umas às outras. Os cocos que permanecem em pares após

a divisão são denominados diplococos, enquanto os que permanecem ligados em forma

de cadeias são denominados estreptococos. Aqueles que se dividem em dois planos e

permanecem em grupos de quatro são conhecidos como tétrades. Os que se dividem em

três planos e permanecem unidos na forma de cubo são denominados sarcinas. Aqueles

que se dividem em múltiplos planos e formam cachos ou lâminas amplas são denomi-

nados estafilococos (TORTORA et al., 2000).

Os bacilos se dividem ao longo de seu eixo. Os diplobacilos aparecem em pares

após a divisão, e os estreptobacilos ocorrem em cadeias. Alguns bacilos são semelhan-

tes a gravetos. Outros ainda são ovais e similares aos cocos. Neste caso são denomina-

dos cocobacilos (TORTORA et al., 2000).

As bactérias espirais possuem uma ou mais curvaturas. As que possuem forma de

vírgula são denominadas vibriões. Outras bactérias, denominadas espirilos, possuem

forma helicoidal e corpo bastante rígido. As espiroquetas também possuem forma heli-

coidal, entretanto sua estrutura é flexível (TORTORA et al., 2000).

Além das três formas básicas de bactérias citadas nos parágrafos anteriores, exis-

tem formas estreladas (gênero Stella) e quadrangulares (gênero Haloarcula).

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As bactérias são em sua maioria heterótrofas, necessitando obter compostos orgâ-

nicos elaborados por outros seres vivos. Existem, porém, bactérias com pigmento seme-

lhante à clorofila que são capazes de fabricar seu alimento através da fotossíntese.

Quanto à respiração, as bactérias podem ser aeróbias ou anaeróbias. Para as aeróbias, a

presença de oxigênio é imprescindível, enquanto que as anaeróbias podem ser estritas

ou facultativas (TORTORA et al., 2000).

Os fungos são organismos eucariotos, cujas células possuem um núcleo definido

que contém o material genético da célula (DNA), circundado pela membrana nuclear.

Podem ser uni ou multicelulares. Os fungos multicelulares grandes, como os cogumelos,

podem aparecer algumas vezes como plantas, mas não são capazes de realizar a fotos-

síntese, como a maioria das plantas. As leveduras, que são formas unicelulares dos fun-

gos, são microrganismos ovais maiores que as bactérias. A obtenção de alimentos pelos

fungos se dá através da absorção da matéria orgânica de seu ambiente, que pode ser o

solo, águas doces ou marinhas, um animal ou planta hospedeira (TORTORA et al.,

2000).

Os protozoários são microrganismos unicelulares eucariontes pertencentes ao

Reino dos Protistas, sendo classificados de acordo com o meio de locomoção. As ame-

bas se movimentam através de pseudópodes, enquanto outros protozoários fazem o uso

de numerosos cílios ou flagelos para sua locomoção. Os protozoários possuem uma va-

riedade de formas e vivem tanto como entidades livres, que absorvem ou ingerem com-

postos orgânicos de seu ambiente, ou como parasitas retirando nutrientes de hospedeiros

vivos (TORTORA et al., 2000).

Os vírus são acelulares. Estruturalmente muito simples, uma partícula viral con-

tém um núcleo formado por um único tipo de ácido nucléico, DNA ou RNA. Esse nú-

cleo é circundado por um envoltório protéico que algumas vezes é revestido por uma

camada adicional constituída por uma membrana lipídica, denominada envelope. Todas

as células vivas possuem DNA e RNA para poderem realizar as reações químicas e para

se reproduzirem como unidades auto-suficientes. Os vírus somente se reproduzem atra-

vés da utilização da maquinaria de outros organismos, sendo assim todos os vírus são

parasitas de outras formas de vida (TORTORA et al., 2000).

As principais fontes de microrganismos patogênicos provêm de dejetos, de origem

doméstica e animal, que afluem nos corpos d’água. Além disso, o aumento da concen-

tração de matéria orgânica pode resultar em um aumento das populações destes micror-

ganismos no meio aquático. O contato humano com águas contaminadas pode resultar

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na transmissão de diversas doenças. Idosos, mulheres grávidas, crianças e pessoas com

sistema imunológico debilitado apresentam um maior risco na contração de doenças.

Além do mais, o consumo de frutos do mar coletados de águas poluídas pode resultar

em surtos de doenças gastrointestinais (MENDONÇA-HAGLER et al., 2001).

A seguir é realizada uma compilação dos principais microrganismos associados a

doenças de veiculação hídrica. As tabelas seguintes apresentam esta compilação, estan-

do subdivididas em: vírus, bactérias, protozoários, fungos e helmintos.

Tabela 4. Principais vírus associados a doenças de veiculação hídrica

Tabela 5. Principais bactérias associadas a doenças de veiculação hídrica

Bactérias Doenças Observações gerais / Sintomas Aeromonas (A. hydrophila. A. Caviae, A. sóbria).

Diarréia São gram-negativas, facultativamente bactérias anaeróbicas. Aeromonas hydrophila é uma das espécies de bactéria que está presente em solo e em todos os ambientes de água doce e salgada Pode causar gastrenterite em indivíduos saudáveis ou septicemia em indivíduos com sistemas imunes prejudicados. É associada também a infecções em ferimentos. (CANADIAN GUIDELINES, 1992)

Campylobacter sp.

Diarréia Invasora de animais de sangue quente. Necessita de gás carbônico para sua multiplicação. São sensíveis ao sal e vivem em águas com temperaturas de 30 – 47ºC, crescendo em 42ºC. A contami-nação se dá por via oral através da ingestão de água contaminada (PÁDUA, 2003). Os principais sintomas são: febre, cefaléia, dores musculares, mal-estar e dor abdominal em cólicas em volta do umbigo que pode ser confundida com apendicite.

Cyanobacteria Diarréia Ocorrem geralmente em corpos d’água com baixa turbulência, como por exemplo, lagos, onde sob condições específicas pode haver uma proliferação excessiva destas algas responsáveis pela produção de toxinas que podem causar parada respiratória e severos danos hepáticos. (CANADIAN GUIDELINES, 1992)

Legionella pneumoniae

Pneumonia São bactérias aquáticas gram-negativas, porém não podem ser usadas como indicadoras de conta-minação fecal. É causadora da legionelose que é uma infecção causada pela respiração dos aeros-sóis e pode se apresentar de duas formas distintas: pneumonia, e Febre Pontiac, correspondente a forma mais branda da doença. Os principais sintomas são febre, calafrios e tosse, que pode ser seca ou com pus. Pacientes podem ter dores musculares, dores de cabeça, cansaço, perda de apetite e, ocasionalmente, diarréia. Pessoas com a febre Pontiac têm febre e dores musculares, mas não tem pneumonia. Existem poucos dados disponíveis de incidência de doenças provocas por este microrganismo em corpos águas. (http://www.sfdk.com.br/ciencias_legionella.asp - acesso 22/02/2005)

Leptospira sp. Leptospirose É um gênero de microrganismos em forma espiralada, helicoidal, aeróbios e móveis e compreende duas espécies: L. biflexa e L. interrogans. São microrganismos de relevância em água, porque sua penetração através da pele pode causar no homem a leptospirose, que é uma zoonose, transmitida pela urina de ratos. A doença é caracterizada pela entrada do microrganismo através de lesões cutâneas ou pelas mucosas e posterior distribuição até órgãos como rins, fígado e sistema nervoso central. (http://www.sfdk.com.br/ciencias_leptospira.asp - acesso 22/02/2005)

Pseudomonas aeruginosa

Infecções São bastonetes curtos e Gram-negativos que apresentam resistência a agentes microbianos. Esta espécie tem sido a responsável pela maioria dos casos de doença infecciosa no homem, incluindo erupções cutâneas, otite externa e infecções nos olhos. Trata-se de um microrganismo oportunista, isto é, causa doença somente em condições especiais, quando o organismo humano, está debilitado

Vírus Doenças Observações gerais Hepatovirus Hepatite A Transmitida através da contaminação de água por estes microrganismos. Sintomas: febre, mal

estar, náusea, anorexia, desconforto abdominal, seguido por icterícia por várias semanas. (http://vm.cfsan.fda.gov/%7Emow/chap31.htm - acesso 22/02/2005)

Calicivirus Diarréia Ocorre através ingestão de água infectada por este microrganismo A contaminação também pode ocorrer de pessoa para pessoa. Os principais sintomas são: náuseas, vômitos, diarréia, e cólicas estomacais. (http://www.cdc.gov/ncidod/dvrd/revb/gastro/norovirus-qa.htm - acesso 22/02/2005)

Rotavirus Gastrenterite A forma primaria de transmissão é fecal-oral, através da ingestão de água contaminada. Os princi-pais sintomas são vômitos, diarréia aquosa, febre e cólicas abdominais. (http://www.cdc.gov/ncidod/dvrd/revb/gastro/rotavirus.htm - acesso 22/02/2005)

Adenovirus Infecções respiratórias, gastrenterite, conjuntivite.

A contaminação ocorre mediante contato direto, transmissão fecal-oral, e ocasionalmente através da transmissão por água. Os sintomas de doenças respiratórias variam desde simples resfriados que podem evoluir até pneumonia e bronquite. (http://www.cdc.gov/ncidod/dvrd/revb/respiratory/eadfeat.htm - acesso 22/02/2005)

http://www.sfdk.com.br/ciencias_legionella.asp

http://www.sfdk.com.br/ciencias_legionella.asp

http://vm.cfsan.fda.gov/~mow/chap31.htm

http://www.cdc.gov/ncidod/dvrd/revb/gastro/norovirus-qa.htm

http://www.cdc.gov/ncidod/dvrd/revb/gastro/rotavirus.htm

http://www.cdc.gov/ncidod/dvrd/revb/respiratory/eadfeat.htm

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Bactérias Doenças Observações gerais / Sintomas por algum motivo. Não há registro de gastroenterite em humanos causada por esse microrganismo. (CANADIAN GUIDELINES, 1992)

Salmonella spp. Diarréia

Gram-negativas e membro da família das Enterobactérias. Apresenta uma boa correlação com os níveis de coliformes termotolerantes (fecais), tendo sido geralmente isolada em águas cujas concen-trações de coliformes superiores a 200 NMP/100ml. Crescem otimamente entre 35 e 37ºC e em pH entre 6,5 e 7,5. Apresentam boa resistência no meio aquático (PÁDUA, 2003). Os principais sinto-mas são caracterizados por diarréia, febre e cólicas abdominais, que aparecem 12 a 72 horas após a infecção. (CANADIAN GUIDELINES, 1992)

Shigella spp. Shigelose As Shigella são bacilos não-móveis Gram-negativos anaeróbios facultativos, pertencentes à família Enterobacteriaceae. Há várias espécies que podem causar disenteria, como S.dysenteriae (sinto-mas mais graves), S.flexneri, S.boydii e S.sonnei (menos grave). Infectam o ser humano através da ingestão de água contaminada. Os Sintomas iniciais são devidos à perda da capacidade de absor-ção de água, com diarréia aquosa. Mais tarde a necrose leva à disenteria, diarréia com sangue, pus e muco, acompanhada de febre, dores intestinais e dor ao evacuar as fezes (tenesmo). A extensão da hemorragia e o risco de peritonite são as principais complicações, assim como a desidratação excessiva. (http://pt.wikipedia.org/wiki/Disenteria_bacteriana - acesso 22/02/2005)

Vibrio paraha-emolyticus

Gastroenterite Microrganismo gram-negativo causador de gastrenterite no homem. Seu habitat é o ambiente marinho, razão pela qual pode ser veiculado por pescados e produtos do mar, provenientes de águas contaminadas com esse microrganismo. Os sintomas mais comuns são: diarréia, cãibras abdominais, dor de cabeça, febre baixa e calafrios. (http://www.sfdk.com.br/ - acesso 23/02/2005)

Vibrio vulnificus Infecções e gastroenterite

Microrganismo gram-negativo halofílico, causador de infecções em feridas, gastrenterite e uma síndrome grave conhecida por "septicemia primária". É encontrado no ambiente marinho, associado a várias espécies marinhas, como plâncton, crustáceos (ostras, mariscos, caranguejos) e moluscos. As infecções em feridas por V. vulnificus ocorrem através da contaminação de feridas abertas com água do mar contendo esse microrganismo. A gastrenterite é provocada pela ingestão de V. vulnifi-cus, resultando em sintomas diferentes das gastrenterites comuns, prevalecendo a febre, calafrios, náuseas e hipotensão. (http://www.sfdk.com.br/ - acesso 23/02/2005)

Vibrio Cholerae Cólera Microrganismo gram-negativo. Podem sobreviver e multiplicar-se em água por vários dias e sema-nas em pH variando de 4,8 a 11 (PÁDUA, 2003). Cólera é a síndrome causada pela ingestão de bactérias viáveis de Vibrio cholerae, que aderem à parede do intestino delgado e produzem a enterotoxina colérica. A enterotoxina altera o equilíbrio eletrolítico da mucosa intestinal do homem, causando uma diarréia aquosa, que pode ser muito intensa e levar a morte, se não tratada. (http://www.sfdk.com.br/ - acesso 22/02/2005)

Yersinia ente-rocolitica

Gastrenterite Bactérias entéricas invasoras e produtoras de toxina. Atingem animais de sangue quente, podendo ser encontrada em águas tropicais brasileiras, apesar de ser uma espécie adaptada a baixas tempe-raturas. A contaminação se dá através da ingestão de água contaminada (PÁDUA, 2003). Os sintomas variam de acordo com a idade. Em crianças, os sintomas são: febre, dores abdominais e diarréia, que pode ser sanguinolenta. Em crianças mais velhas e em adultos, os sintomas predomi-nantes são: dor abdominal no lado direito e febre.

Escherichia coli enteropatogêni-ca (EPEC)

Diarréia Causadora de surtos de diarréia neonatal que ocorre freqüentemente em berçários hospitalares. Muitos adultos possuem EPEC no trato intestinal, porém não expressam os sintomas da doença. Acredita-se que adultos adquirem imunidade a este microrganismo. (http://fernando.felix.vilabol.uol.com.br/trab/Ecoli.htm - acesso 26/11/2007)

Escherichia coli enteroinvasiva (EIEC)

Disenteria A EIEC tem um comportamento patológico muito semelhante a Shigella. Os sintomas são calafrio, febre, dores abdominais e disenteria. A dose infectante é alta, geralmente 106 – 108 microrganis-mos/g ou ml. O período de incubação varia de 8 a 24 horas com média de 11 horas e a duração da doença é usualmente de vários dias. (http://fernando.felix.vilabol.uol.com.br/trab/Ecoli.htm - acesso 26/11/2007)

Escherichia coli enterotoxigêni-ca (ETEC)

Diarréia Os sintomas de ETEC são similares aos da cólera: diarréia aquosa, desidratação, possivelmente choque, e algumas vezes vômito. A dose infectante é muito alta estando entre 108 e 1010 microrga-nismos. O período de incubação varia de 8 a 44 horas, com média de 26 horas. A duração da doença é curta: aproximadamente 24 a 30 horas. (http://fernando.felix.vilabol.uol.com.br/trab/Ecoli.htm - acesso 26/11/2007)

Escherichia coli enterohemorrági-ca (EHEC)

Diarréia Icterícia Anemia

A doença causada por infecção por EHEC é bastante severa e pode ser expressa por três manifes-tações diferentes: Colite hemorrágica, Síndrome urêmica hemolítica (HUS), e Trombocitopenia trombótica púrpura (TTP). Os sintomas da colite hemorrágica começam com o súbito início de uma forte dor abdominal, seguindo, dentro de 24 horas, de uma diarréia aquosa que mais tarde se torna diarréia de sangue. Síndrome urêmica hemolítica (HUS) é a complicação mais severa da infecção entérica. Clinicamente, pacientes com HUS apresentam-se seriamente doentes ou algumas vezes com icterícia e freqüentemente com hipertensão. Necessitam de hemodiálise freqüentemente e de transfusões de sangue. Os pacientes podem apresentar problemas no sistema cardiovascular e sistema nervoso central com infartes cardíacos, ataques repentinos de apoplexia, coma e encefalo-patias hipertensivas. Pode levar à morte. Trombocitopenia trombótica púrpura (TTP): é uma síndro-me que geralmente ocorre em adultos, e consiste de anemia hemolítica microangiopática, tromboci-topenia profunda, sinais neurológicos, febre e azotemia. Ocorre formação de coágulos sanguíneos, o que resulta frequentemente em morte. (http://fernando.felix.vilabol.uol.com.br/trab/Ecoli.htm - acesso 26/11/2007)

http://pt.wikipedia.org/wiki/Disenteria_bacteriana

http://www.sfdk.com.br/



http://fernando.felix.vilabol.uol.com.br/trab/Ecoli.htm




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Tabela 6. Principais protozoários associados a doenças de veiculação hídrica.

Protozoários Doenças Observações gerais Cryptosporidi-um spp.

Criptosporidio-se

Estão relacionados à contaminação fecal, podendo também ser transmitida de pessoa para pessoa. Segundo (WHO/SDE, 1999), alguns surtos estão relacionados a corpos d’água rasos e pequenos. Tal contaminação se dá, geralmente em crianças, em função da ingestão acidental de água contami-nada por oocistos destes microrganismos. Os sintomas principais são: diarréia aquosa, escura e fétida; febre; náuseas; vômitos; dor abdominal e cefaléia. (CANADIAN GUIDELINES, 1992)

Giardia lambria Giardíase Transmitida através da ingestão acidental de água, podendo também ser transmitida de pessoa para pessoa. É mais resistente a cloração do que microrganismos indicadores, bactérias patogênicas e vírus. Os principais sintomas de doenças a ela relacionadas são diarréia e dor abdominal, podendo o quadro cronificar-se, acompanhado de fadiga, anemia, perda de peso, distensão abdominal. (CANADIAN GUIDELINES, 1992)

Entamoeba histolitica

Diarréia Seus cistos apresentam boa resistência em águas naturais. Surtos estão relacionados à ingestão de água contaminada (CANADIAN GUIDELINES, 1992). Os principais sintomas são: febre, dor abdomi-nal prolongada, diarréia com posterior disenteria (fezes com muco, pus e sangue), distensão abdo-minal e flatulência. Em casos mais graves, pode ocorrer anemia, necroses extensas da mucosa, colite ulcerativa, apendicite, perfuração intestinal e peritonite. (http://www.ufrgs.br/para-site/Imagensatlas/Protozoa/Entamoebahistolytica.htm - - acesso 23/02/2005)

Schistosoma mansoni

Esquistosso-mose

Ocorre em ciclo. No meio aquático os ovos do S. mansoni eclodem originando miracídios que irão parasitar um caramujo. Neste hospedeiro o miracídio se desenvolve, dando origem a cercárias. Na água, as cercárias parasitam o homem, penetrando-lhe a pele Os sintomas na fase aguda são: Febre, dor de cabeça, calafrios, sudorese, fraqueza, falta de apetite, dor muscular, tosse e diarréia, esse os sintomas da esquistossomose em sua fase aguda. O fígado e o baço também aumentam devido às inflamações causadas pela presença do verme e de seus ovos. Se não for tratada, a doença pode evoluir para sua forma crônica, onde a diarréia fica cada vez mais constante alternan-do-se com prisão de ventre e as fezes podem aparecer com sangue. (http://www.ufrgs.br/parasite/Imagensatlas/Animalia/Schistosoma%20mansoni.htm - acesso 22/02/2005).

Tabela 7. Principais fungos associados a doenças de veiculação hídrica.

Fungos / Leveduras

Doenças Observações gerais

Cândida spp. Infecções cutâneas

A Candida albicans está associada à contaminação recente da água, causando doenças ao ser humano cujas defesas estejam debilitadas. Não consegue sobreviver bem e por muito tempo, junto a outros organismos encontrados normalmente em água poluída. Já outras espécies tais como Candida tropicalis, C. krusei, Geotrichum spp, também são consideradas patogênicos oportunistas, estando freqüentemente presentes em águas poluídas (DE PÁDUA, 2003).

Tabela 8. Principais helmintos associados a doenças de veiculação hídrica.

Helmintos Doenças Observações gerais Trichuris spp. trichuríase A contaminação se dá pela ingestão de ovos, que podem estar presentes em águas contaminadas

por matéria fecal. Os ovos são muito resistentes no meio ambiente. A extremidade afilada do verme entra na mucosa duodenal, podendo causar úlceras, abscessos, permitindo invasão bacte-riana. Pode levar a anemia e diarréia. (http://members.tripod.com/themedpage/parasito-trichuris.htm - acesso 23/02/2005)

Ascaris spp. ascaridíase A Contaminação é idêntica ao Trichuris spp. Os seguintes sintomas são apresentados: no trato respiratório causam pneumonia difusa com febre, bronquite ascaridiana; no apare-lho digestivo causam cólica, dor epigástrica (ao redor do umbigo), má digestão, náu-seas, perda de apetite, emagrecimento; no sistema nervoso causa meningite, nervo-sismo, excitabilidade e irritabilidade aumentada, insônia, convulsões. (http://members.tripod.com/themedpage/parasito-ascardiase.htm - acesso 23/02/2005)

O comprometimento da qualidade dos recursos hídricos pela poluição pontual ou

não faz com que a água apesar de estar disponível em muitos locais, não apresente con-

dições mínimas de qualidade.

A poluição das águas é caracterizada pela adição de substâncias ou formas de e-

nergia que, direta ou indiretamente, alterem as características físicas e químicas do cor-

po d’água de maneira que prejudique a utilização de suas águas para usos benéficos

(VON SPERLING, 1996).

http://www.ufrgs.br/para-site/Imagensatlas/Protozoa/Entamoebahistolytica.htm

http://www.ufrgs.br/para-site/Imagensatlas/Protozoa/Entamoebahistolytica.htm

http://www.ufrgs.br/parasite/Imagensatlas/Animalia/Schistosoma mansoni.htm

http://members.tripod.com/themedpage/parasito-trichuris.htm

http://members.tripod.com/themedpage/parasito-ascardiase.htm

17

A contaminação dos corpos d’água por poluentes pode ser feita de maneira pontu-

al ou difusa. No primeiro caso a contaminação é caracterizada, por exemplo, pela exis-

tência localizada de núcleos populacionais ou animais, efluentes de estações de trata-

mento de esgotos domésticos ou industriais, saídas de troncos coletores de esgotos sem

tratamento e despejos oceânicos de esgotos por meio de emissários submarinos. A polu-

ição difusa decorre da ação da drenagem pluvial urbana ou não. As chuvas ao lavarem a

superfície do terreno promovem a introdução de poluentes nos corpos d’água distribuída

ao longo das fronteiras do mesmo.

Segundo WHO (1999), os tipos e as concentrações dos diversos microrganismos

patogênicos presentes nos esgotos irão variar, dependendo da contribuição do número

de indivíduos portadores de microrganismos patogênicos em uma determinada popula-

ção. As concentrações destes microrganismos apresentam uma grande variação, sazonal

e geográfica. A Tabela 9 apresenta, de maneira geral a concentração média de micror-

ganismos patogênicos presentes no esgoto bruto.

Tabela 9. Concentração média de microrganismos patogênicos presentes no esgoto bruto (WHO, 1999).

Patogênico / Indicador Número / litro

Bactérias Campylobacter spp. 37.000 Clostridium perfringens 6x105 - 8x105 E. coli 107 - 108 Salmonella spp. 20 - 80.000 Shigella 10 - 10.000 Vírus Poliovirus 1800 - 5.000.000 Rotavirus 4000 - 850.000 Protozoários Cryptosporidium parvum 1 - 390 Entamoeba histolytica 4 Helmintos Ascaris spp. 5 - 110 Trichuris spp 10 - 40

2.2. INDICADORES DE CONTAMINAÇÃO FECAL

A água desempenha papel fundamental na veiculação de doenças infecciosas e parasitá-

rias, devendo ter seus parâmetros bacteriológicos avaliados para que se verifiquem suas

condições de potabilidade e balneabilidade. Apesar de serem conhecidos os microrga-

nismos responsáveis pela transmissão de doenças infecto-parasitárias, sua identificação

e quantificação em corpos d’água é laboriosa e cara. Além disto, na maioria dos casos, a

presença dos microrganismos patogênicos no meio aquático ocorre em número reduzi-

18

do, sendo necessário para sua detecção o exame de grandes volumes de amostra. Se-

gundo VON SPERLING (1996), tal razão deve-se aos seguintes fatos:

• Em uma população apenas uma determinada faixa da população apresenta doen-ças de veiculação hídrica;

• Nas fezes destes habitantes a presença de patogênicos pode não ocorrer em ele-vada proporção;

• Após o lançamento no corpo receptor ou no sistema de esgotos há ainda uma grande diluição do despejo contaminado.

Estas dificuldades foram solucionadas com a introdução do uso de microrganis-

mos indicadores de contaminação fecal. Isto é possível devido ao fato de os microrga-

nismos patogênicos serem eliminados pelas fezes de indivíduos doentes. Uma vez que o

intestino humano é habitado por vários outros microrganismos não patogênicos e em

maior número, decidiu-se pesquisar a presença destes em corpos d’água.

Os melhores indicadores da presença de microrganismos entérico-patogênicos em

fontes de poluição fecal devem atender as seguintes propriedades (CANADIAN

WORKING GROUP ON RECREATIONAL WATER QUALITY, 1992; MYERS et

al., 2007):

• Estar presente em grande quantidade em fezes humanas. Quantidade esta, muito superior a de microrganismos patogênicos;

• Ser incapazes de se reproduzirem no ambiente aquático, mas devendo apresentar resistência às condições ambientais semelhantes aos microrganismos patogêni-cos;

• Requerer na sua identificação técnicas laboratoriais simples e econômicas;

• Ser aplicáveis à de corpos de água doce, salgada e intermediária;

• Estar ausente, ou em quantidades muito pequenas, em águas não poluídas;

• Ter sua concentração diretamente relacionada ao grau de contaminação fecal;

• Ter sua concentração relacionada quantitativamente à incidência de doenças de veiculação hídrica.

Naturalmente, é muito difícil encontrar um microrganismo, ou grupo de micror-

ganismos, que atenda a maioria destes requisitos. Isso tem limitado o número de indica-

dores microbianos confiáveis de qualidade sanitária de águas (DE OLIVEIRA, 1990).

Segundo definição da Portaria/MS nº 518/2004, os coliformes totais são bacilos

gram-negativos, aeróbios ou anaeróbios facultativos, não formadores de esporos, oxida-

se negativos, capazes de desenvolver na presença de sais biliares ou agentes tensoativos

que fermentam a lactose com produção de ácido, gás e aldeído a 35,0 ± 0,5ºC em 24-48

19

horas, e que podem apresentar atividade da enzima ß-galactosidase. A maioria das bac-

térias do grupo coliforme pertence aos gêneros Escherichia, Citrobacter, Klebsiella e

Enterobacter, embora vários outros gêneros e espécies de bactérias também pertençam

ao grupo.

Na resolução CONAMA n° 20 de 1986 os coliformes totais ainda eram utilizados

na avaliação das condições de balneabilidade de águas doces, salobras e salinas. Entre-

tanto, neste grupo existem gêneros de bactérias, tais Klebsiella, Citrobacter, Enterobac-

ter e Aeromonas, que não são únicos às fezes animais e humanas, podendo estar presen-

tes também em águas não poluídas. O grupo dos coliformes totais reúne um grande nú-

mero de bactérias, entre elas a Escherichia coli, esta sim de origem exclusivamente fe-

cal e que dificilmente se multiplica fora do trato intestinal. Todas as bactérias igualmen-

te identificadas pelas técnicas laboratoriais como coliformes totais, podem ser encontra-

das no solo e nos vegetais, portanto, não é possível afirmar categoricamente que uma

amostra de água com resultado positivo para coliformes totais tenha origem exclusiva-

mente fecal.

A resolução CONAMA, nº 274 de 29/11/2000 passou a suprimir coliformes totais

como indicadores de contaminação na avaliação das condições de balneabilidade. Esta

resolução descrita na Tabela 10 a seguir, prescreve a avaliação da condição de balneabi-

lidade das praias através da medição das concentrações de um ou mais organismos indi-

cadores presentes nos dejetos humanos ou de animais de sangue quente. Estes números

são empregados na classificação do meio como próprio ou impróprio para banho. São

prescritos por esta resolução os seguintes microrganismos indicadores de poluição fecal,

que devem ser pesquisados para avaliação das condições de balneabilidade de águas

marinhas:

• Coliformes termotolerantes (fecais) e Escherichia coli

• Enterococos

O Número Mais Provável (NMP) de bactérias coliformes, variável chamada tam-

bém de Colimetria, deve ser entendido como um parâmetro que não visa avaliar o ime-

diato grau de contaminação por patogênicos de origem fecal, mas sim o potencial de

contaminação da água. Baseia-se na determinação empírica da concentração de colifor-

mes em um dado volume de água, pela formação e pela contagem das colônias destas

bactérias (NEVES, 2003).

20

Tabela 10. Limites de balneabilidade, segundo resolução CONAMA (Conselho Nacional do meio Ambiente) nº 274 de 29 de Novembro de 2000.

Categorias As águas consideradas próprias poderão ser subdivididas nas seguintes categori-as, quando em 80 % ou mais de um conjunto de amostras obtidas em cada uma das cinco semanas anteriores, colhidas no mesmo local, houver, no máximo (NMP):

Excelente 250 coliformes termotolerantes (fecais) ou 200 Escherichia coli ou 25 enterococcos por 100 ml;

Muito Boa 500 coliformes termotolerantes (fecais) ou 400 Escherichia coli ou 50 enterococcos por 100 ml;

Satisfatória 1000 coliformes termotolerantes (fecais) ou 800 Escherichia coli ou 100 enterococcos por 100 ml.

2.2.1. Coliformes termotolerantes (fecais) e Escherichia coli

Coliformes termotolerantes (fecais): Subgrupo das bactérias do grupo coliforme (coli-

formes totais). Este grupo inclui pelo menos quatro gêneros, Escherichia, Enterobacter,

Citrobacter e Klebsiella, dos quais os três últimos, não são obrigatoriamente de origem

fecal (NEVES, 2003).

Segundo resolução CONAMA nº 357 de 17/03/2005, coliformes termotolerantes

são bactérias gram-negativas, em forma de bacilos, oxidase negativas, caracterizadas

pela atividade da enzima β-galactosidase. Podem crescer em meios contendo agentes

tenso-ativos e fermentar a lactose nas temperaturas de 44-45ºC, com produção de ácido,

gás e aldeído. Além de estarem presentes em fezes humanas e de animais homeotérmi-

cos, ocorrem em solos, plantas ou outras matrizes ambientais que não tenham sido con-

taminados por material fecal.

Em laboratório, a distinção entre coliformes totais e termotolerantes (fecais) é fei-

ta pelo meio de cultura e pela temperatura. Os coliformes termotolerantes (fecais) conti-

nuam vivos mesmo a 44 ºC, enquanto os coliformes totais têm crescimento a 35 ºC.

O exame de excrementos animais de sangue quente, incluindo animais domésticos

e aves, mostrou que os coliformes termotolerantes (fecais) contribuem com 93 a 98,7%

da população de coliformes totais (GELDREICH, 1966 apud DE OLIVEIRA, 1990).

O que se tem informado como coliformes termotolerantes (fecais) até hoje pelos

laboratórios é uma leitura dos coliformes termotolerantes. Esse subgrupo inclui aqueles

coliformes que se desenvolvem a temperatura elevada (44,5 ± 0,2 ºC) sejam de origem

fecal ou ambiental. A tolerância de grau na temperatura é o fator de diferenciação entre

os subgrupos fecais e não fecais denominados, respectivamente, de termotolerantes e

termosensíveis. Entretanto as espécies dos gêneros Klebsiella e Enterobacter, embora

sejam agrupadas como coliformes termotolerantes (fecais), têm sido isoladas de ambi-

entes aquáticos não poluídos por matéria fecal. Com base nestas prerrogativas tem sido

21

sugerido o uso de Escherichia coli, de origem exclusivamente fecal, como indicador de

contaminação em corpos d’água.

Escherichia coli: Bactéria pertencente à família Enterobacteriaceae caracterizada pela

atividade da enzima β-glicuronidase. Produz indol a partir do aminoácido triptofano. É a

única espécie do grupo dos coliformes termotolerantes cujo habitat exclusivo é o intes-

tino humano e de animais homeotérmicos, onde ocorre em densidades elevadas

(CONAMA Nº 375, 2005). Esta bactéria faz parte da flora intestinal normal do homem,

estando sempre presente nas fezes sem causar nenhum sinal ou sintoma no hospedeiro, a

não ser em crianças pequenas ou pessoas, de alguma forma, debilitadas (PÁDUA,

2003). Embora apareça apenas em animais de sangue quente, a sua presença varia em

quantidades diferentes, porém sendo sempre predominante quando comparada aos ou-

tros possíveis coliformes termotolerantes (fecais). Em gatos e cavalos, poderá estar pre-

sente em até 100%, nos bovinos em 99,9%, no homem 96,8% e no porco 83,5% (PÁ-

DUA, 2003).

Atualmente, devido aos sistemas e testes de substratos cromogênicos, específicos

para algumas espécies utilizadas como parâmetros indicadores, a detecção de Escheri-

chia coli tornou-se mais simples que a de coliformes termotolerantes (fecais). Por dis-

pensar o uso de temperatura elevada (44,5 ± 0,2 ºC) que exige controle rígido de sua

variação, o teste para Escherichia coli utiliza meios aos quais são incorporados substra-

tos que possam ser hidrolisados por enzimas específicas da espécie (ALLEN, 1997).

Segundo PÁDUA (2003), avaliações da sensibilidade e confiabilidade desses tes-

tes têm sido feitas em todo o mundo, principalmente em regiões de climas tropicais e

subtropicais. Nestas regiões, os perfis de ocorrência de coliformes termotolerantes e de

Escherichia coli apresentam contornos característicos mostrando, cada vez mais, a qua-

lidade da espécie Escherichia coli como parâmetro de definição de impactos fecais.

A agência de proteção ambiental Norte Americana (U.S. E.P.A.) recomenda o uso

de Escherichia coli como indicador de contaminação fecal para águas doces recreacio-

nais. Em fezes humanas a contribuição da Escherichia coli é praticamente de 100%,

(96,8%), quando comparada com outros microorganismos ai presentes. Esse percentual

foi obtido em recente estudo sobre o Perfil de Coliformes Termotolerantes e de Escheri-

chia coli em diferentes amostras de água (CERQUEIRA et al, 1998). Foi também de-

monstrado pelo mesmo autor que Escherichia coli representa entre 90 e 100% das espé-

cies coliformes em fezes provenientes de animais domésticos.

22

Os testes para detecção de coliformes termotolerantes (fecais) e Escherichia coli

não indicam se tais organismos são de origem animal ou humana. Para que tal distinção

possa ser feita, deve ser levada em consideração à relação entre coliformes termotole-

rantes (fecais) (CF) e estreptococos fecais (EF). Se a relação CF/EF for maior do que

4,0 considera-se que a amostra apresenta contaminação fecal de origem humana. Caso

esta relação seja inferior a 1,0, a contaminação fecal é de origem animal. Para resultados

encontrados entre estes dois limites, algumas considerações a respeito da origem da

contaminação podem ser feitas. Valores entre 2,0 e 4,0 são de origem mista com pre-

domínio humano e valores situados entre 2,0 e 1,0 são de origem mista com predomínio

animal (DE OLIVEIRA, 1990).

Esta relação pode variar demasiadamente uma vez o efluente lançado em águas

naturais. Foram verificadas variações na relação inicial CF/EF de 2,7 para um mínimo

de 0,07 e para um máximo de 22,5 em um único experimento (DUTKA & KWAN,

1980).

Associação com patogênicos: Segundo CANADIAN WORKING GROUP ON

RECREATIONAL WATER QUALITY (1992), algumas tentativas têm sido feitas no

sentido de correlacionar coliformes termotolerantes (fecais) a patogênicos.

GELDREICH (1970) compilou resultados de diversos estudos, apresentados na Tabela

11, nos quais foram comparadas as concentrações de coliformes termotolerantes (fecais)

por 100 ml com a freqüência de ocorrência de Salmonella.

Tabela 11. Correlação entre concentração de coliformes termotolerantes (fecais) e ocorrência de Salmonella (GELDREICH,1970).

% Ocorrência Salmonella Concentração de coliformes termoto-

lerantes (fecais) (NMP/100 ml)

Água doce

Água estuarina

CF < 200 27,6 28,4 200 < CF < 2000 85,2 -

CF > 2000 98,1 60

Estudos realizados por MENON (1985) em águas estuarinas, recebendo efluentes

municipais e de indústrias alimentícias, indicaram a presença constante de Salmonella

spp para concentrações de CF superiores a 2000 NMP/100ml. Para concentrações infe-

riores a 200 NMP/100ml a ocorrência de Salmonella foi detectada ocasionalmente. De

maneira geral Salmonella estará presente em amostras contendo altas concentrações de

CF, porém a ausência destes não indica necessariamente a ausência tanto de Salmonella

quanto de outros agentes patogênicos.

23

Embora uma grande concentração de coliformes termotolerantes (fecais) possa in-

dicar a existência de vírus, não existe uma correlação significativa entre os níveis de

concentração de indicadores bacteriológicos e vírus. Contudo, a ausência de coliformes

termotolerantes (fecais) não garante que algumas espécies de vírus possam estar ausen-

tes em corpos d’água.

CHAMBERLIN (1982) observou, conforme ilustra Figura 6, uma boa correlação

entre as taxas de decaimento de bactérias do grupo coliforme e as taxas de decaimento

de patogênicos e vírus. Para taxas menores, os decaimentos de bactérias do grupo coli-

forme e de microrganismos patogênicos foram similares. O mesmo não ocorreu para

taxas mais elevadas, onde foi observada uma sobrevida maior para microrganismos pa-

togênicos.

Figura 6. Correlação entre as taxas de decaimento de bactérias do grupo coliforme e as taxas de decaimento de

patogênicos e vírus. As taxas de decaimento foram estimadas por CHAMBERLIN (1982) baseadas em dados de BAROSS et al. (1975) – Δ ; McFETERS et al.(1974) - +, McCAMBRIDGE & Mc MEEKIN (1981) – ○ , LANDTRIP (1983) – ● e KAPUSCINSKI & MITCHELL (1981) – □.A linha indicada na figura represen-ta os pontos onde as taxas de decaimento de coliformes e patogênicos são equivalentes.

Estudos epidemiológicos relacionados: Segundo CANADIAN WORKING GROUP

ON RECREATIONAL WATER QUALITY (1992), a Escherichia coli tem sido utiliza-

da nos principais estudos epidemiológicos relacionados à balneabilidade em corpos de

água doce. A partir de dados coletados pode ser estimado o risco de contração de doen-

ças gastrointestinais em função da concentração de Escherichia coli. Tal relação é dada

através da seguinte equação, onde y é o risco de contaminação por 1000 banhistas e x a

contagem de Escherichia coli por 100ml:

9, 40log –11,74y x= Com base na equação acima verifica-se que para concentrações inferiores a 800

E.coli/100ml uma probabilidade de contaminação de aproximadamente 2%. A Agência

24

de Proteção Ambiental Norte Americana (U.S. E.P.A.) recomenda que a média geomé-

trica de 30 dias não deve exceder 126 E.coli/100ml ou 33 enterococos/100ml. Cabe res-

saltar que tais indicadores são convenientes apenas para indicar o risco de contrair de

doenças gastrointestinais, que representam aproximadamente apenas 30% do total das

doenças associadas ao contato primário da população com corpos d’água. Tanto Esche-

richia coli quanto enterococos não estão relacionados a doenças respiratórias e dermato-

lógicas causadas por Pseudomonas e Staphylococcus.

2.2.2. Enterococos

São bactérias gram-positivas do grupo dos estreptococos fecais pertencentes ao gênero

Enterococcus caracterizado pela alta tolerância às condições adversas de crescimento,

tais como a capacidade de crescer na presença de 6,5 % de cloreto de sódio, em pH óti-

mo de 9,6, e nas temperaturas de 10 a 45ºC. A maioria das espécies de enterococos é de

origem fecal humana, embora possam ser isoladas de fezes de animais (CONAMA, nº

274 de 29/11/2000).

Os estreptococs fecais são utilizados como um indicador de poluição fecal em á-

guas recreacionais (WHO, 2003). Adicionalmente, as espécies de estreptocos se

distinguem basicamente em espécies provenientes de fezes animais e humanas

(RUTKOWSKI & SJOGREN, 1987; POUCHER et al., 1991 apud WHO, 2003). Além

dissso a taxionomia deste grupo tem estado sujeita a uma revisão extensiva (RUOFF,

1990; DEVRIESE et al., 1993; JANDA, 1994; LECLERC et al., 1996 apud WHO,

2003). Este grupo contem espécies de dois gêneros: Enterococcus e Streptococcus

(HOLT et al., 1993 apud WHO, 2003) . Apesar de diversas espécies de ambos os

gêneros estarem designidas sob o termo enterococos (LECLERC et al.,1996 apud

WHO, 2003), as espécies mais predominantes em ambientes aquáticos poluídos são

enterococcus faecalis, enterococcus faecium e entercoccus durans (VOLTERRA et al.,

1986; SINTON & DONNISON, 1994; AUDICANA et al., 1995; BORREGO et al.,

2002 apud WHO, 2003).

O uso de enterococos é recomendado como indicador de contaminação fecal em

águas salgadas, uma vez que estes sobrevivem por mais tempo que o Escherichia coli

tanto no meio aquático, quanto associado a sedimentos. Os enterococos são mais resis-

tentes à cloração e salinidade, devendo desta forma, ser indicadores mais sensíveis de

enteropatogênicos e vírus. Além disto, há uma forte correlação entre a concentração de

25

enterococos em águas marinhas o risco de contração de doenças gastrointestinais

(CANADIAN WORKING GROUP ON RECREATIONAL WATER QUALITY,

1992).

Estudos epidemiológicos relacionados: A partir de dados coletados em águas mari-

nhas foi equacionada uma relação entra a concentração de entecoccos por 100 ml de

amostra (x) e o risco de contração de doença gastrointestinal (y). Esta relação é dada por

(CANADIAN WORKING GROUP ON RECREATIONAL WATER QUALITY,

1992):

0, 20 12,17 logy x= +

Analisando a equação acima estima-se que em águas impróprias, de acordo com a

resolução CONAMA n° 274/2000 com concentrações superiores a 100 enteroco-

cos/100ml, apresentam uma probabilidade de contaminação acima de 2,5 %. A Agência

de Proteção Ambiental Norte Americana (EPA-USA) estabelece para águas marinhas a

concentração do número mais provável de 35 enterococos /100ml, baseada na média

geométrica de no mínimo cinco amostras coletadas em um período de trinta dias, ao

longo do período de maior balneabilidade. Tal média corresponde ao risco de contração

de doença gastrointestinal de 1 a 2 % .

Apesar dos enterococcos serem convenientes para indicar o risco de contaminação

de doenças gastrointestinais, estes microrganismos não apresentam correlação significa-

tiva com risco de contração de doenças respiratórias ou dermatológicas.

2.3. COMPARAÇÃO ENTRE E. COLI E ENTEROCOCOS COMO INDICADORES DE CONTAMINAÇÃO FECAL

Os enterococos são utilizados como indicador de contaminação fecal em águas costeiras

norte americanas (WHO, 2003). Entretanto são encontradas no esgoto bruto concentra-

ções de coliformes termotolerantes (fecais) pelo menos duas ordens de grandeza superi-

ores à concentração de enterococos (METCALF & EDDY, 1991 apud BORGES, 2003).

Adicionalmente, em amostras coletadas em praias e corpos d’água poluídos no Rio de

janeiro, indicaram concentrações de coliformes termotolerantes (fecais) de quatro a oi-

tenta vezes superiores à de enterococos (HAGLER et al., 1986 apud ARAUJO, 1990).

Isto torna o primeiro um indicador mais sensível na diferenciação dos níveis de polui-

ção.

26

Os enterococos apresentam uma resistência maior aos efeitos da salinidade do que

os coliformes termotolerantes (fecais), devendo ser melhores indicadores de poluição

fecal menos recente ou algum tipo de poluição não fecal. Segundo ARAUJO et al.

(1990), a significância sanitária das baixas concentrações de enterococos são dubitáveis

devido ao fato de que algumas de suas espécies não são necessariamente de origem fe-

cal, ou são originadas de solos ou outros substratos.

CABELLI et al. (1983), correlacionou os principais indicadores de contaminação

fecal com sintomas de doenças gastrointestinais adquiridas por indivíduos, uma vez em

contato com corpos d’água naturais. Neste estudo verificou-se uma correlação da ocor-

rência de doenças gastrontestinais com a concentração de enterococos superior a corre-

lação observada com a concentração de Escherichia coli. Em outros estudos realizados

por CABELLI (1983), verificou-se em águas contaminadas por efluentes sem tratamen-

to prévio, uma correlação semelhante de Escherichia coli e enterococos com a incidên-

cia de doenças gastrointestinais. Apesar de não serem tecidas maiores considerações a

esse respeito por CABELLI (1983), de acordo com este autor uma explicação para esta

semelhança pode residir na natureza e na proximidade das fontes de poluição. Por ser

uma bactéria gram-negativa, a E.coli parece apresentar uma menor resistência à ação de

agentes bactericidas existentes nos diversos níveis de tratamento de águas residuárias. A

inexistência de tratamento pode resultar em maiores concentrações de E.coli no meio, e

com isto, proporcionar uma correlação a incidência de doenças gastrointestinais, compa-

rável a de enterococos.

O uso de coliformes como parâmetro de qualidade possui limitações, incluindo o

fato de não serem indicadores convenientes de patogênicos de origem humana não fe-

cal, tais como Pseudonomas aeruginosa e Staphylococcus aureus. Desta forma são ne-

cessários parâmetros microbiológicos adicionais no sentido de complementar o uso de

coliformes termotolerantes (fecais) para avaliar a qualidade das águas (MENDONÇA-

HAGLER et al., 2001).

Bactérias patogênicas foram geralmente encontradas em amostras que não esta-

vam de acordo com os padrões de qualidade de águas. Deste modo pode-se observar

uma correlação positiva destas bactérias com os níveis de coliforme. Embora em alguns

casos não tenha ocorrido a identificação de Salmonella em águas com altos índices de

contaminação fecal, houve, em contrapartida, detecção deste patogênico em amostras

cujos níveis de coliformes eram aceitáveis (MENDONÇA-HAGLER et al., 2001).

27

Apesar de algumas limitações, a contagem de coliformes termotolerantes (fecais)

ainda é um bom indicador de contaminação fecal recente em corpos d’água. Porém,

avaliações complementares podem e devem ser utilizadas em localidades cujas águas

estejam de acordo com os padrões de qualidade. Como avaliação adicional inclui-se o

uso de métodos complementares para detecção de microrganismos de origem não fecal,

tais como bactérias heterotróficas, leveduras e Staphylococcus aureus. A enumeração de

S. aureus seria útil no monitoramento da qualidade de águas no sentido de se evitar in-

fecções cutâneas e oculares (ARAUJO et al., 1990).

ARAUJO et al. (1990) observaram, em corpos d’água costeiros na cidade do Rio

de Janeiro, a presença de S. aureus em águas consideradas boas de acordo com os pa-

drões de balneabilidade. Estes autores sugerem a enumeração destes microrganismos

como parâmetro complementar do índice de coliformes termotolerantes (fecais), no mo-

nitoramento de águas balneáveis. Os coeficientes de correlação entre S. aureus e estrep-

tococos termotolerantes (fecais) foram similares à correlação entre S. aureus e colifor-

mes termotolerantes (fecais). Em águas limpas a contagem de estreptococos fecais ex-

cedeu a de coliformes termotolerantes (fecais). Entretanto tal contagem incluía espécies

não obrigatoriamente associadas à poluição fecal. Neste estudo foram coletadas amos-

tras de águas doces e marinhas em diversos pontos situados ao longo da costa da cidade

do Rio de Janeiro, conforme ilustra a Figura 7. Nestas amostras foram determinadas as

concentrações de coliformes totais e termotolerantes (fecais) e estreptococos.

Figura 7. Pontos de monitoramento dos indicadores de contaminação fecal, indicados na Tabela 2. Amostragens

realizadas entre Dezembro de 1985 e Junho de 1986 (ARAUJO et al.,1990).

A partir da Tabela 12 pode-se observar a correlação entre coliformes e estreptoco-

cos fecais. Em águas marinhas não poluídas e em águas de piscinas cloradas, as concen-

28

trações de estreptococos fecais, incluídas espécies de origem não fecal, foram superiores

à concentração de coliformes. Os dados obtidos nestes estudos revelam um uma melhor

correlação de Staphylococcus aureus com estreptococos fecais. Segundo ARAUJO et

al. (1991), alguns biótipos de estreptococos de origem não fecal podem crescer no meio

utilizado na contagem de estreptococos fecais.

Tabela 12. Valores médios por 100 ml de água coletada. CT – coliformes totais; CF - coliformes termotolerantes (fecais); EF - estreptococos fecais (ARAUJO et al. 1990). As concentrações sombreadas são considera-das impróprias de acordo com a resolução CONAMA nº 274 de 29/11/2000.

Local CF EF CF/EF

1 Ilha do Fundão - Em frente ao Centro de Ciências de Saude 4.2E+4 2.1E+3 19.95 2 Ilha do Fundão - canal poluído entre Ilha do Fundão e Linha Vermelha 6.8E+5 8.1E+3 83.18 3 Piscina do Instituto de Educação Física da UFRJ 1.4E+0 2.6E+1 0.05 4 Botafogo - Parque do Flamengo em frente monumento Estácio de Sá 5.0E+2 7.4E+1 6.76 5 Praia do Leme - Em frente à rua Julio Noronha 6.2E+2 2.1E+2 2.88 6 Praia do Leblon - Posto 12 2.8E+2 7.1E+1 3.98 7 Parque Nacional da Floresta da Tijuca - Lago das Fadas 2.5E+2 1.6E+2 1.58 8 Parque Nacional da Floresta da Tijuca - 200 m à montante do estacionamento 1.2E+2 2.2E+2 0.54 9 Praia de São Conrado - Em frente à rua Josc. Tijurs 2.5E+1 5.4E+1 0.46 10 Praia da Barra da Tijuca - Em frente à Avenida Alvorada 1.4E+1 1.7E+1 0.83 11 Praia da Barra da Tijuca - 4,4 Km a oeste da Avenida Alvorada 3.2E+0 2.2E+1 0.14 12 São Conrado - Canal na Avenida Aquarela do Brasil 6.6E+6 6.0E+5 10.96 13 Alto da Boa Vista - Rio da Cachoeira 9.5E+4 2.7E+4 3.55 14 São Conrado - Córrego ao longo da Avenida Jaime Silvado 9.8E+3 4.7E+3 2.09

15 Parque Nacional da Floresta da Tijuca - acima da cachoeira da capela Mayrink 1.5E+3 5.8E+2 2.63

16 Parque Nacional da Floresta da Tijuca - Recanto dos Pintores 6.2E+2 5.1E+2 1.20

Estudo semelhante foi realizado por MOTTA et al. (2003) na Praia de Camburí

em Vitória (ES). As análises de enterococos, coliformes termotolerantes (fecais) e Es-

cherichia coli mostraram-se eficientes na detecção de contaminação fecal. Conforme

ilustra Figura 8, os pontos considerados impróprios para banho apresentaram limites

superiores aos estabelecidos pelo CONAMA para todos os indicadores acima mencio-

nados. Os pontos considerados próprios atenderam as condições de balneabilidade para

todos os indicadores estudados.

29

Figura 8. Resultados da análise de Enterococos, Escherichia coli e Coliformes termotolerantes em diferentes pontos

da praia de Camburi, Vitória/ES ( MOTTA et al., 2003).

Enterococos e coliformes termotolerantes (fecais) não são microrganismos exclu-

sivamente de origem entérica. Estes dois grupos de indicadores podem se multiplicar

em águas provenientes de despejos industriais, com altos teores de nutrientes orgânicos.

Escherichia coli e enterococos não estão sempre associados a despejos industriais, po-

rém é possível que sejam capazes de se multiplicar em solos de localidades tropicais

(WHO, 1999).

A maioria dos estudos que aconselham o uso de coliformes foi realizada em países

de climas temperados e frios. Em áreas tropicais a superfície do solo e as plantas, fre-

qüentemente excedem 44,5ºC. Esta temperatura é usada como fator crítico para conta-

gem de coliformes termotolerantes (fecais). Como grande parte dos microrganismos

aquáticos é proveniente do solo, grupos deles adaptados a temperaturas elevadas podem

interferir na quantificação de coliformes termotolerantes (fecais) e não indicar realmente

a influência antrópica (HAGLER & AHEARN, 1987; HAGLER et al., 1986 apud DE

OLIVEIRA, 1990). Cabe ressaltar que não são verificadas tais temperaturas em águas

costeiras e oceânicas. Deste modo, nestes ambientes, não ocorrem interferência na quan-

tificação destes microrganismos em função de temperaturas elevadas.

Experimentos realizados em Porto Rico (VALDEZ-COLLAZO, 1987 apud DE

OLIVEIRA, 1990) para avaliar a sobrevivência in situ de Candida albicans e E.coli em

águas fluviais e marinhas, poluídas ou não, demonstraram que estes microrganismos

podem sobreviver por longo período nestes ambientes.

No trabalho realizado por DE OLIVEIRA (1990) em águas tropicais no estuário

do Rio Paraíba do Norte na cidade de João Pessoa – PB verificou-se uma elevada corre-

30

lação de E.coli com os demais indicadores utilizados neste trabalho, compostos basica-

mente por bactérias heterotróficas, estreptococos fecais, coliformes termotolerantes (fe-

cais) e totais e leveduras. O estuário do Rio Paraíba do Norte possui um conjunto de

características hidrológicas e microbiológicas associadas às condições climáticas, que o

diferencia dos demais ecossistemas semelhantes localizados em áreas de climas tempe-

rados e subtropicais. Os resultados obtidos confirmam aqueles de outros autores, que

propõem a utilização de coliformes termotolerantes (fecais) como indicadores potenci-

ais de riscos para saúde dos banhistas, indicando poluição fecal recente e a probabilida-

de dos locais poluídos estarem enriquecidos com organismos patogênicos.

A Tabela 13 a seguir apresenta, de maneira geral, os prós e contras da utilização

dos principais indicadores de contaminação fecal (WHO, 1999).

Tabela 13. Prós e contras dos diversos indicadores de poluição fecal (WHO, 1999).

Indicador Prós Contras

Estreptococos fecais / Enterococos

• Mais persistente em água e sedimentos do que coliformes

• A identificação de EF pode ser mais barata do que a de enterococos

• Pode não ser válido para águas tropicais devido a capacidade de crescimento em solos.

Coliformes termotole-rantes (fecais)

• Indicador de contaminação fecal recen-te

• Possivelmente não conveniente para águas tropicais devido a possibilidade de crescimento em solo e água.

• Pode ser confundido com microrganis-mos de origem não fecal

Escherichia coli • Indicador de contaminação fecal recen-te

• Indicador potencial de contaminação exclusivamente fecal

• Identificação rápida e simples através de testes de substratos cromogênicos

• Possivelmente não conveniente para águas tropicais devido à possibilidade de crescimento em solo e água.

Nenhum indicador é efetivamente perfeito. Aqueles destinados a determinar a

contaminação fecal certamente não funcionam como indicadores adequados de poluição

local, devido ao fato de poderem ser de origens diferentes (NEVES, 2003). Cabe ressal-

tar com base em todas as prerrogativas acima descritas, que o uso de E.coli como indi-

cador de contaminação fecal, é pertinente em águas costeiras tropicais. O uso de entero-

cocos, recomendado pela EPA – USA e outros microrganismos indicadores adicionais

mencionados no item 2.4.4 a seguir podem ser utilizados no sentido de complementar o

monitoramento da qualidade das águas.

2.4. INDICADORES COMPLEMENTARES DE POLUIÇÃO E CONTAMINA-ÇÃO FECAL

Além de bactérias, a microflora de fezes de animais de sangue quente contém uma

quantidade considerável de bolores, leveduras, vírus e protozoários, que podem ser con-

31

siderados como indicadores potenciais de poluição e contaminação fecal. Como qual-

quer destes grupos pode conter agentes patogênicos para seres humanos, eles podem ser

usados direta ou indiretamente para medir a existência de perigos para saúde pública,

quando veiculados por água ou alimentos (DE OLIVEIRA, 1990). A seguir são descri-

tos separadamente os seguintes indicadores adicionais:

2.4.1. Leveduras

São microrganismos heterotróficos, saprófitos ou parasitas secundários que se encon-

tram largamente distribuídos na natureza. Estão presentes em águas doces, estuarinas, e

marinhas. A população de leveduras é geralmente maior em águas doces do que em

águas marinhas e estuarinas (DE OLIVEIRA, 1990).

A contagem de leveduras tem sido sugerida como complemento na contagem de

coliformes. As leveduras apresentam elevada capacidade de sobrevivência em águas

marinhas ou cloradas, podendo fornecer evidências de eutrofização de águas devido ao

lançamento de matéria orgânica de qualquer natureza (HAGLER et al., 1986).

A concentração de leveduras é proporcional ao grau de poluição do corpo d’água.

Em águas típicas de mar aberto, são encontradas geralmente menos de 10 colônias por

litro. Lagos e águas marinhas não poluídas normalmente apresentam contagens inferio-

res a 100 colônias por litro. Entretanto a associação com plâncton, correntes, poluição e

outros fatores pode aumentar esses valores. Lagos mesotróficos, rios e águas costeiras

marinhas apresentam enumerações entre 100 e 500 leveduras / litro. Em águas com ní-

veis de poluição aceitáveis para uso recreacional, a contagem normalmente varia numa

faixa de 500 a 1000 células / litro e em águas eutróficas as contagens situam-se acima

de 1000 células / litro. A população de leveduras em esgotos oscila em torno de 105

células / litro, sendo que contagens superiores a 2.108 têm sido descritas (HAGLER &

AHEARN, 1987; VAN UDEN & AHEARN, 1963 apud DE OLIVEIRA, 1990).

Pesquisas realizadas em águas brasileiras marinhas e estuarinas, com diferentes

níveis de poluição, apresentaram níveis de correlação de leveduras com estreptococos

fecais e coliformes totais e termotolerantes (fecais) superiores a 0,90 (ARAUJO et al.,

1990).

Em áreas adjacentes a áreas urbanas poluídas por esgotos domésticos são encon-

tradas altas concentrações de leveduras com predominância de Candida krusei, C. tro-

picalis, Rhodotorula glutinis, C. parapsilosis, Trichosporum cutaneum, Saccharomyces

32

exigus e sua amorfa Candida holmii (HAGLER & MENDONÇA-HAGLER, 1981;

HAGLER et al., 1981 apud DE OLIVEIRA, 1990).

A espécie Candida albicans tem sido proposta como indicador de poluição de ex-

crementos de animais de sangue quente (VALDEZ-COLAZZO et al., 1987; BUCK et

al., 1977; JAMIESON et al., 1976; AHEARN, 1973a, 1973b; COOKE, 1970;

AHEARN et al., 1968 apud DE OLIVEIRA, 1990), mas sua ocorrência em afluentes de

esgotos e em regiões marinhas costeiras tem sido de baixa densidade, embora muito

freqüente (COOKE & SCHLITZER, 1981; BUCK & BUBUCIS, 1978 apud DE

OLIVEIRA, 1990).

2.4.2. Bacteriófagos

Atualmente, a detecção de níveis de bacteriófagos em águas poluídas por esgotos tem

sido proposta como forma de avaliar o nível de contaminação dessa água. A descrição

de uma correlação entre níveis de colífagos4 e coliformes tem estabelecido a importân-

cia do bacteriófago como um indicador de contaminação fecal. Apesar do índice de coli-

formes ser o critério microbiológico utilizado para avaliar a qualidade da água e o risco

de presença de bactérias patogênicas, questiona-se a sua utilidade para indicar a presen-

ça de vírus entéricos. A detecção de níveis de bacteriófagos na água tem sido então pro-

posta como alternativa à avaliação da contaminação de diferentes tipos de água tanto

por bactérias quanto por vírus enteropatogênicos (PEDROSO et al., 2003).

2.4.3. Víbrios

Os membros da família Vibrionaceae constituem um grupo de bactérias heterotróficas

largamente distribuídas no ambiente aquático (GARAY et al., 1985 apud DE

OLIVEIRA, 1990), especialmente em águas marinhas costeiras e estuarinas.

Casos de gastrenterites agudas, lesões infecciosas na pele de humanos e bactere-

mia em animais marinhos têm sido freqüentemente associados à existência de Vibrio

cholerae, V. parahaemolyticus e V. vulnificus (DE OLIVEIRA, 1990).

4 Colifago é o nome genérico aplicado a bacteriófagos que atacam bactérias do grupo coliforme.

33

2.4.4. Outros indicadores

Outro grupo de microrganismos sugeridos e utilizados como indicador de poluição fecal

é o dos bastonetes gram-positivos, anaeróbicos facultativos, esporulados, sulfato reduto-

res, onde se destaca a espécie Clostridium perfingens que representa 95% das bactérias

deste grupo em fezes humanas. A aplicação mais adequada para este grupo tem sido

indicar poluição fecal em águas cloradas, sedimentos e efluentes industriais com altas

concentrações de produtos tóxicos que podem afetar outros indicadores, mas não afetam

os esporos destas bactérias (DE OLIVEIRA, 1990). Esse grupo de microrganismos

também tem sido utilizado como indicador de poluição remota devido à elevada resis-

tência dos esporos (ORMEROD et al., 1982 apud DE OLIVEIRA, 1990).

Os ovos de helmintos encontrados com grande freqüência nos esgotos são tam-

bém considerados os indicadores de contaminação devido ao fato de apenas um orga-

nismo causar infecção ao ser humano. O tempo de sobrevivência destes ovos no ambi-

ente depende da umidade, luz do sol e outros fatores ambientais. A oportunidade de

infecção por helmintos é universal devido à grande disseminação destes agentes e a fa-

cilidade de sua transmissão que se dá através da ingestão da água contaminada com o-

vos e cistos.

Outros microrganismos patogênicos ou oportunistas podem ser considerados co-

mo indicadores adicionais. Os principais gêneros ou espécies preconizados são: Psedo-

monas aeruginosa (APHA, 1985; DUTKA & SHERRY, 1978; HOADLEY, 1969 apud

DE OLIVEIRA, 1990), Salmonella (APHA, 1985; DA NOBREGA, 1982; BOTELHO

et al., 1980; GELDREICH, 1978; MARTINS, 1979; GOYAL et al., 1977; COLEMAN

et al., 1974 apud DE OLIVEIRA, 1990), Aeromonas hydrophyla (BIAMÓN 7 HAZEN,

1983; DAVES & SIZEMORE, 1981; SEIDLER et al., 1980; CABELLI, 1979; RIPPEY

& CABELLI, 1979 apud DE OLIVEIRA, 1990).

34

3. PROCESSOS DE MISTURA DO ESGOTO NO MAR No processo de mistura inicial do esgoto com a água ambiente, há duas regiões com

características cujas escalas espaciais e temporais são marcadamente distintas. A pri-

meira ocorre no campo próximo da linha difusora do emissário, na chamada zona de

mistura ativa. Esta região é caracterizada por intensa turbulência, onde a circulação hi-

drodinâmica é extremamente influenciada pelo jato efluente da tubulação difusora, pelas

forças de empuxo, pelo escoamento ambiente. Na medida em que se afasta da linha di-

fusora, a pluma ejetada vai se misturando com a água ambiente, até tornar-se neutra. Na

segunda região, então chamada de campo afastado ou zona de mistura neutra, a pluma

neutra é transportada passivamente pelas correntes oceânicas. É nesta região que se faz

necessária a implementação da cinética de decaimento bacteriano, que compreende a

inclusão e validação do modelo de radiação solar. Devido às diferenças de escoamento

entre as zonas de mistura ativa e passiva, são adotadas metodologias de modelagem

específicas para cada zona.

3.1. MODELAGEM DA ZONA DE MISTURA ATIVA NO CAMPO PRÓXIMO

Existem diversos modelos que foram especialmente desenvolvidos para a modelagem

do campo próximo. O Visual Plumes disponibilizado pela Agência de Proteção Ambi-

ental Norte Americana (USEPA- United States Environmental Protection Agency) pos-

sui em sua interface os modelos UM3 e o RSB. O modelo UM3 é um modelo lagrange-

ano de arrasto tridimensional (“entrainment model”) desenvolvido por FRICK et al.,

(2000) (apud CARVALHO, 2003). O RSB, chamado atualmente de NRFIELD, utiliza

formulações semi-empíricas baseadas nos experimentos realizados por ROBERTS

(1979) e ROBERTS et al., (1989) para ambientes homogêneos e estratificados, respec-

tivamente. O modelo CORMIX (“Cornell Mixing Zone Expert System”) é composto

por várias rotinas para analisar a geometria e a diluição na zona de mistura. O subsiste-

ma CORMIX 2 (AKAR & JIRKA, 1991 apud CARVALHO, 2003) é utilizado para

simular a pluma originada de difusores compostos por múltiplas portas5. De acordo com

CARVALHO et al., (2002), de maneira geral as descargas típicas de emissários subma-

rinos apresentam possuem fluxo de momentum reduzido. Isso torna pouco relevante a

orientação dos jatos lançados no ambiente marinho na determinação das características

5 Estes difusores se tratam de tubulações lineares com portas ou orifícios regularmente espaçados, que permitem a injeção de jatos turbulentos no corpo d’água receptor.

35

da pluma no campo próximo. Os modelos NRFIELD e UM3 permitem a inserção de um

perfil qualquer de densidade nas simulações. No modelo CORMIX, o usuário tem qua-

tro possibilidades de escolha do perfil de densidades: uniforme; linear; duas camadas; e

duas camadas com a densidade da camada inferior variando linearmente.

Estudos de campo avaliando a eficiência dos modelos de campo próximo são ra-

ros. CARVALHO et al., (2002) compararam resultados dos modelos supracitados com

medições realizadas em campo nas cercanias do emissário submarino de esgotos de Ipa-

nema (RJ) em situações de coluna d’água estratificada e homogênea. Em linhas gerais

os três se mostraram eficientes para determinar as principais características da pluma.

Entretanto, de acordo com os resultados apresentados, o modelo NRFIELD foi o que

apresentou as melhores estimativas da altura terminal alcançada pela pluma ao longo da

coluna d’água. ROBERTS et al., (2002) também observaram uma boa concordância dos

resultados obtidos por este modelo com medições realizadas em campo nas cercanias do

emissário de Boston (E.U.A.). Considerando que a determinação da máxima elevação

alcançada pela pluma é de extrema relevância na quantificação da radiação solar inci-

dente sobre a mesma, e conseqüentemente na determinação da taxa de decaimento bac-

teriano, a utilização do modelo RSB ou NRFIELD é recomendável.

Como dito, na região de campo próximo a circulação hidrodinâmica é extrema-

mente influenciada pelo jato efluente da tubulação difusora do emissário submarino. A

grande difusão turbulenta característica do campo próximo mistura ativamente as águas

do ambiente com as emitidas pelo jato.

Segundo ROBERTS (1979), o processo dispersivo do efluente possui três diferen-

tes fases. A primeira é a fase de diluição inicial, onde as forças de empuxo, quantidade

de movimento do efluente e os efeitos dinâmicos das correntes locais, resultam em uma

rápida mistura e diluição do contaminante no corpo d’água receptor. A segunda fase é

representada pelo espalhamento dinâmico horizontal e o colapso vertical da pluma após

alcançar sua altura terminal. A última fase consiste na difusão turbulenta passiva e na

advecção produzidas pelas correntes oceânicas na região de campo afastado.

Como os efluentes sanitários possuem uma massa específica inferior à da água do

mar, o cone de mistura então formado irá se elevar em direção à superfície livre, poden-

do atingi-la ou não, dependendo das variações verticais de densidade entre o ponto de

lançamento do efluente e a superfície.

O efluente proveniente do orifício difusor possui uma determinada quantidade de

movimento, e é impulsionado para cima pelas forças de empuxo. Tal efluente passa

36

então a se deslocar sob ação das correntes marinhas, sendo sua massa misturada à massa

do corpo d’água receptor pelo fenômeno de carreamento (“entrainment”), que se pro-

cessa por toda a superfície externa do jato. Desta forma, a água do mar penetra no inte-

rior do jato efluente modificando sua distribuição de concentrações ao longo da seção

transversal da pluma.

ROBERTS (1979) desenvolveu uma metodologia para modelos de campo próxi-

mo, nas situações onde a densidade do corpo d’água receptor é homogênea ao longo da

coluna d’água. Posteriormente, os experimentos realizados por ROBERTS et al. (1989),

passaram a considerar também os efeitos da variação vertical de densidade, na modela-

gem do campo próximo. Todas as formulações que serviram de base para o desenvol-

vimento do NRFIELD (ROBERTS, 1979 e ROBERTS et al., 1989) foram originadas a

partir de experimentos cujas medições para determinação das características da pluma

eram realizadas pontualmente.

Experimentos realizados por TIAN et al. (2004 I, II, 2006 I, II) e DAVIERO &

ROBERTS (2006) passaram a incorporar a utilização de modelos físicos que utilizam

um sistema de fluorescência tridimensional induzida a laser (3DLIF – “Three-

Dimensional Laser-Induced Fluorescence”). Este sistema possui como vantagem a ob-

tenção instantânea, espacial e temporal, do campo de concentrações ao longo de seções

da pluma pré-estabelecidas. Maiores detalhes com relação a este sistema empregado

podem ser obtidos em TIAN (2002) (apud TIAN et al., 2004). Em todos os experimen-

tos foram considerados difusores em forma de “T”, conforme ilustra esquematicamente

a Figura 9.

Figura 9. Difusores com saídas em forma de “T” (adaptado TIAN et al., 2004)

As características da pluma são constituídas pela diluição (Sn), altura do topo da

pluma em relação ao fundo (zm), espessura (hn), e o comprimento da região de mistura

inicial (campo próximo) (xn). Esta região é delimitada até o ponto, a partir da tubulação

difusora, onde a diluição (Sn) passa a não sofrer variações significativas. Estas caracte-

rísticas dependem de fatores ambientais e de parâmetros relativos à tubulação difusora.

37

Os fatores ambientais são constituídos pelas correntes atuantes na tubulação difusora (u)

e pelas variações verticais de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento

do efluente (dρ/dz). Os parâmetros relativos à tubulação difusora são representados pela

profundidade de lançamento do efluente (H), diâmetro dos orifícios do difusor (d), es-

paçamento entre orifícios (s), e velocidade de lançamento do efluente (uj).

A descarga através de uma unidade de comprimento da tubulação difusora pode

ser caracterizada pelo fluxo de vazão, fluxo de quantidade de movimento, e fluxo de

empuxo. Estes fluxos irão depender de como o lançamento do efluente se comporta. Isto

é, como fontes pontuais ou fontes lineares. A Tabela 14 a seguir apresenta uma distin-

ção destes fluxos em função do tipo de fonte.

Tabela 14. Fluxos de vazão, momentum e empuxo de fontes pontuais e lineares.

Fonte pontual Fonte em linha Fluxo de vazão Qj=A uj q = Qt / L Fluxo de momentum M= uj Qj m = uj q Fluxo de empuxo B= g’o Qj b = g’o q

Onde:

q= Vazão por metro linear da tubulação difusora de comprimento L= (n/2)s;

Qt = Vazão total do efluente Qj = Vazão no orifício da tubulação difusora (Qj= Qt / n) N = Número de orifícios da tubulação difusora uj = Velocidade do jato efluente

,og = Aceleração modificada da gravidade, onde ρa é a densidade do corpo d’água recep-

tor, ρo é a densidade do efluente. ( ) ooao gg ρρρ −=,

Wright et al. (1984) definiu as seguintes escalas de comprimento para as condi-

ções de fonte pontual (lM e lQ) e fonte em linha (lm e lq):

2121

43

MQl

BMl QM ==

mql

bml qm

2

32 ==

Onde lM e lm representam a distância sobre a qual o fluxo de quantidade de movi-

mento do efluente é dominante em relação ao fluxo de empuxo e lQ e lq caracterizam a

distância na qual a vazão do efluente exerce influência sobre o escoamento ambiente.

A maioria dos emissários submarinos de esgotos opera em faixas cujo escoamento

é governado principalmente pelo fluxo de empuxo, e os efeitos da quantidade de movi-

38

mento do efluente são desprezíveis (ROBERTS et al., 1989). De acordo com BROOKS

(1980), isto ocorre quando lM / H < 0,2 ou lm / H < 0,25.

Para situações onde lQ / H << 1 ou lq / H < < 1, o fluxo de vazão da fonte possui

pequena influência dinâmica sobre o escoamento. Na grande maioria dos emissários

submarinos o diâmetro do orifício não é um parâmetro relevante. Deste modo os efeitos

da variação do fluxo de vazão podem ser desprezados

ROBERTS (1979) definiu um número adimensional, como uma variante do nú-

mero de Froude, dado por bu3=F , onde u é a velocidade das correntes atuantes sobre

a tubulação difusora e b corresponde a fluxo de empuxo, descrito anteriormente. O valor

de F descreve as magnitudes relativas, das forças sobre o efluente, devido ao empuxo, e

a inércia do escoamento ambiente. Para pequenos valores de F, fica evidente um escoa-

mento governado pelo empuxo da descarga efluente, ao passo que para elevados valores

de F, temos um escoamento governado pelos efeitos da corrente ambiente.

Os itens 3.1.1 e 3.1.2 a seguir apresentam uma descrição das principais caracterís-

ticas da pluma em função dos perfis de densidades da coluna d’água. O item 3.1.3 apre-

senta uma análise comparativa entre as abordagens anteriores propostas por ROBERTS

(1979) e ROBERTS et al. (1989 I, III), e as abordagens mais recentes propostas por

TIAN et al. (2004 I, II), DAVIERO & ROBERTS (2006) e TIAN et al. (2006).

3.1.1. Ambientes sem variação de densidade ao longo da coluna d’água

A metodologia proposta para determinação das características da pluma em ambientes

cuja coluna d’água é homogênea depende da intensidade do escoamento atuante sobre a

linha difusora, e da relação entre o espaçamento entre os orifícios da tubulação difusora

e a profundidade de lançamento do efluente. O espaçamento entre orifícios (s) constitui

um parâmetro que influi significativamente no comportamento do efluente lançado no

ambiente marinho. Este parâmetro determina o quanto os jatos efluentes irão se fundir

durante sua emersão. À medida que se aumenta o valor de s, a descarga oriunda da tubu-

lação difusora apresenta uma transição de fonte em linha para fonte pontual. Em ambi-

entes onde a densidade é homogênea ao longo da coluna d’água, a pluma sempre atinge

a superfície livre. A Figura 10 a seguir ilustra esquematicamente esta condição, apresen-

tando as principais características da pluma na região de mistura inicial.

39

Figura 10. Principais características da pluma em ambientes com densidade homogênea ao longo da coluna d’água

(Tian et al., 2004 II).

Segundo experimento realizado por ROBERTS (1979), e de acordo com a Figura

11 a seguir, quando F < 0,2 , o espalhamento superficial ocorre a montante e a jusante

do difusor, e a pluma não entra em contato com o fundo. Para valores de F situados en-

tre 0,2 e 1, a pluma se espalha por toda a coluna d’água e permanece em contato com o

fundo. Aumentando a intensidade do escoamento (F > 1), toda a pluma é direcionada à

jusante do escoamento. Para valores de F > 0,2 sempre acontecerá o desprendimento da

pluma do fundo, e a jusante deste ponto de separação a pluma torna-se menos espessa e

se espalha lateralmente.

Figura 11. Diferentes regimes de escoamento em função do número de Froude F (ROBERTS,1979).

Em contraste com os experimentos realizados por ROBERTS (1979), cujo difusor

apresentava abertura continua6, TIAN et al. (2004 I, II), avaliando a influência da varia-

ção do espaçamento dos orifícios da tubulação difusora em forma de “T”, observaram

que apenas para valores de F superiores a 0,3 ocorrerá o espalhamento da pluma ao lon-

go da coluna d’água.

6 Neste caso o lançamento do efluente no meio foi realizado através de fenda no fundo do tanque experimental.

Comprimento do campo próximo

Difusão gravitacional

Estabilização do perfil de densidades

Ponto de separação do fundo

Região de mistura

Difusor

40

Nos subitens a seguir é feita uma análise das principais características da pluma na

região de mistura inicial. Adicionalmente são tecidas considerações em relação às abor-

dagens de TIAN et al. (2004 I, II) e ROBERTS (1979).

3.1.1.1. Diluição

De acordo com TIAN et al. (2004 II), a diluição alcançada no campo próximo (Sn) de-

pende da intensidade das correntes oceânicas atuantes, e da relação entre o espaçamento

entre orifícios da tubulação difusora e a profundidade de lançamento do efluente (s/H).

Em escoamentos cujo valor de F é inferior a 0,1, a ação das correntes não possui

influência na diluição. Nesta condição a variação do espaçamento dos orifícios difusores

é relevante apenas para valores de s/H ≥ 1,0. As seguintes relações representam à dilui-

ção obtida na região de mistura inicial para as condições de fontes lineares e pontuais,

respectivamente.

49,03/1 =HbqSn

3/2

3/1 41,0−

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

Hs

HbqSn (3.1a, 3.1b)

Em fontes lineares, cada jato individual da tubulação difusora se funde antes

mesmo de atingir a superfície livre. Deste modo, a distribuição de concentrações se tor-

na lateralmente uniforme à medida que as plumas dos jatos individuais se fundem du-

rante o espalhamento superficial. Quando as fontes se comportam como pontuais, a fu-

são das mesmas ocorre somente após seu impacto com a superfície livre. Conseqüente-

mente são geradas menores taxas de diluição em relação à condição de fontes lineares.

De modo comparativo à condição onde o lançamento do efluente se dá através de

fontes lineares, ROBERTS (1979) verificou que em escoamentos onde F é inferior a 0,1

a diluição na região de mistura inicial é estabelecida pela seguinte relação:

27,03/1 =HbqSn (3.2)

Para escoamentos onde o número de Froude F é superior a 0,1, as correntes pas-

sam a influir diretamente na diluição do efluente na região de mistura inicial. Com base

na Figura 12 a seguir, para relações onde s/H é inferior ou igual a 0,5, as fontes se com-

portam como fontes lineares e não há influência da variação dos espaçamentos da tubu-

lação difusora sobre a diluição. Para valores de s/H > 0,5 a variação do espaçamento

entre os orifícios da tubulação passa a exercer significativa influência na diluição.

41

Figura 12. Diluição no campo próximo em função do espaçamento dos orifícios da tubulação difusora para escoa-

mentos onde F >0,1 (TIAN et al., 2004 II).

As seguintes relações representam a diluição na região de mistura inicial para a

condição de fontes lineares e pontuais, respectivamente.

77,0=uH

qSn 21

55,0−

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

Hs

uHqSn (0,5 < s/H < 4,5) (3.3a, 3.3b)

ROBERTS (1979) verificou que em escoamentos onde F é superior a 0,1 a dilui-

ção é diretamente proporcional à intensidade das correntes oceânicas. De acordo com

este autor, sob ação perpendicular de correntes são observadas diluições superiores

quando comparadas à diluição obtida sob ação paralela de correntes. A solução assintó-

tica da diluição para valores de F superiores a 0,1, no caso de correntes perpendiculares,

é dada por:

58,0=uH

qSn (3.4)

A Figura 13 a seguir mostra resultados de experimentos realizados por ROBERTS

(1979), onde é obtida uma relação entre a diluição Sn, o número de Froude F e a orien-

tação das correntes incidentes em relação à tubulação difusora.

42

Figura 13. Relação entre a diluição mínima inicial e o nº de Froude para diferentes orientações de correntes em

relação a tubulação difusora, em ambientes com densidade homogênea (Adaptado Roberts, 1979).

Comparando as equações referentes à condição de fontes pontuais obtidas por

TIAN et al. (2004 I e II) com as de ROBERTS (1979), verificam-se para os experimen-

tos mais recentes diluições significativamente maiores. Isto se deve ao fato das diferen-

tes condições experimentais adotadas. Nos experimentos anteriores o lançamento do

efluente no meio foi realizado com difusores de abertura contínua ao longo de toda sua

extensão, que resulta em uma menor área de contato entre o efluente e a água circundan-

te.

3.1.1.2. Região de mistura inicial (campo próximo)

O limite região de mistura inicial é definido como o ponto onde a diluição passa a não

variar significativamente com a distância em relação à tubulação difusora. Neste ponto

há uma súbita diminuição da turbulência devido à influência de um processo de estrati-

ficação estável que ocorre ao longo da seção da pluma.

O comprimento da região de mistura inicial em escoamentos caracterizados por

valores de F inferiores a 0,2 depende apenas da relação s/H (TIAN et al.,2004 I). Nesta

condição são válidas respectivamente para s/H <0,3 e s/H > 1,0 as relações a seguir:

9,0=Hxn 8,2=

Hxn (3.5a, 3.5b)

A partir da Figura 14 a seguir, TIAN et al. (2004 II) apresentam a variação do

comprimento da região de mistura inicial (xi) em função do número de Froude F.

43

Figura 14. Variação da região de mistura inicial em função do número e Froude F e do espaçamento dos orifícios da

tubulação difusora (Tian et al, 2004 II)

De acordo com este autor o comprimento da região de mistura inicial aumenta

com a intensificação do escoamento. Para escoamentos onde F é superior a 0,2 o com-

primento da região de mistura inicial depende também da variação do espaçamento en-

tre os orifícios da tubulação difusora. As seguintes relações são validas respectivamente

para limites onde s/H <0,3 e 0,5 ≤ s/H < 4,5:

31F5,2=Hxn 31F2,5=

Hxn (3.6a, 3.6b)

Para valores onde 0,5 < s/H ≤ 4,5 a região de mistura inicial independe da varia-

ção do espaçamento dos orifícios da tubulação difusora.

Considerando as relações até aqui apresentadas pode ser observado que o com-

primento da região de mistura inicial é diretamente proporcional à intensidade do esco-

amento e ao espaçamento entre os orifícios da tubulação difusora. As diferenças obser-

vadas se devem a maior rapidez da mistura do efluente com a água ambiente para a situ-

ação onde o lançamento do efluente ocorre através de fontes lineares.

De acordo com experimentos realizados por Roberts (1979), considerando a a-

ção perpendicular de correntes em relação à tubulação difusora, o comprimento da regi-

ão de mistura inicial é a distância necessária para que as flutuações de concentração do

efluente sobre a linha central do eixo difusor, dada por cc 2' , seja inferior a 0,1. De

acordo com ROBERTS (1979), c’2 representa a variância das flutuações de concentra-

ção e c é a concentração do efluente. Neste estudo não foi apresentada uma análise

quantitativa para determinação do comprimento da região de mistura inicial.

44

3.1.1.3. Espessura

Em escoamentos onde F < 0,2 a ação das correntes torna-se irrelevante. Neste

caso apenas a variação do espaçamento dos orifícios da tubulação difusora influencia

a espessura da pluma. Segundo TIAN et al. (2004 I), são válidas as seguintes relações

para diferentes espaçamentos entre os orifícios da tubulação difusora:

36,0=Hhn (s/H ≤ 0,3) 11,0=

Hhn (s/H > 1,0) (3.7a, 3.7b)

As maiores espessuras observadas para as condições de fontes lineares são justi-

ficadas pelo fato de que a mistura dos jatos individuais ocorre antes de atingir a su-

perfície livre.

De maneira similar à relação acima estabelecida para fontes lineares, o trabalho

realizado por ROBERTS (1979) indica que a relação entre a espessura da pluma e a

profundidade de lançamento do efluente é de aproximadamente 0,30.

Considerando a ação de correntes, a espessura da pluma na região de mistura ini-

cial é diretamente proporcional à intensidade do escoamento atuante na tubulação difu-

sora e inversamente proporcional ao espaçamento entre os orifícios desta tubulação. A

Figura 15 a seguir, ilustra a variação da espessura da pluma em situações onde F > 0,2,

a partir de experimentos realizados por TIAN et al. (2004).

Figura 15. Variação da espessura da pluma na região de mistura inicial em função do número de Froude F (Tian et

al, 2004 II).

De acordo com estes autores, foram estabelecidas, respectivamente, as seguintes

relações para s/H=0,21 (fontes lineares) e s/H=3,0 (fontes pontuais).

31F65,0=Hhn (s/H=0,21) 61F3,0=

Hhn (s/H=3,0) (3.8a, 3.8b)

45

Uma ressalva a ser considerada, é que os experimentos aqui realizados foram ba-

seados em escoamentos cujos valores de F são inferiores a 2. Isto significa que a extra-

polação das relações acima para escoamentos onde F é superior a este limite pode não

ser válida. A título de exemplo, no caso de fontes lineares, valores de F superiores 3,6

indicam espessura de pluma superior a coluna d’água. Além desta limitação, as espessu-

ras determinadas através das formulações acima estão limitadas à região de mistura ini-

cial.

De acordo com ROBERTS (1979), em ambientes cuja densidade é homogênea ao

longo da coluna d’água, a pluma sempre alcança a superfície, e a espessura da pluma,

após a região de mistura inicial, é estimada ser a metade da altura da coluna d’água.

Considerando a incidência paralela de correntes em relação à tubulação difusora, nunca

ocorrerá a ligação da pluma com o fundo, mesmo para elevados valores de F

(ROBERTS, 1979). Neste caso, segundo FISCHER et al. (1979), sua espessura será

aproximadamente 30% da profundidade de lançamento do efluente.

3.1.2. Ambientes com variação de densidade ao longo da coluna d’água.

O problema em consideração está esquematizado na Figura 16 a seguir. Adicionalmente

aos experimentos realizados por ROBERTS et al. (1989), DAVIERO & ROBERTS

(2006) e TIAN et al. (2006) estudaram, sob a ação perpendicular de correntes, a influ-

ência dos parâmetros que possuem relevância no comportamento do efluente na região

de mistura inicial. Estes parâmetros são representados pelo espaçamento dos orifícios da

tubulação difusora (s), variação vertical de densidade ρa(z) e intensidade do escoamento

(u) atuante sobre a tubulação difusora.

Figura 16. Principais características da pluma sob ação de correntes em ambientes com densidade variável (Tian et

al., 2006).

Comprimento do campo próximo, xn

46

De maneira similar à condição homogênea, a ação das correntes sobre a pluma e-

fluente é avaliada em função do número de Froude F (F= u³/b). O efeito da variação de

densidade ao longo da profundidade é parametrizado pela freqüência de Brunt-Vaisala

dada por:

dzdgN

a

ρρ

−= (3.9)

As principais diferenças observadas no comportamento da pluma em ambientes

onde há uma variação vertical de densidade, estão relacionadas à atenuação dos proces-

sos de mistura que ocorre nestes ambientes. A freqüência de Brunt-Vaisala indica o grau

de estabilidade da coluna d’água. Quanto maior o seu valor, maior é a estabilidade do

meio e menor é a capacidade de trocas de massa na vertical. Com base nisto, verifica-se

que a escala de comprimento lb está relacionada a um comprimento de mistura que é

inversamente proporcional à freqüência de Brunt-Vaisala (N). Isto é, quanto maior o

valor de N, menos intensa é a troca de massa vertical. Isto acarreta menores taxas de

diluição, espessura e altura atingida pela pluma quando comparadas às condições de

coluna d’água homogênea. Dependendo da variação vertical de densidade entre a super-

fície livre e o ponto de lançamento do efluente, a pluma efluente nunca atingirá a super-

fície livre.

Às escalas de comprimento anteriormente definidas lq e lm foi incorporada a escala

lb, que é proporcional ao comprimento de mistura do efluente na região de mistura inici-

al, definida por:

Nblb

31

= (3.10)

A influência do espaçamento entre os orifícios da tubulação difusora (s) nas carac-

terísticas da pluma é determinada em função do parâmetro s/lb. A partir de determinados

limites destes valores as fontes são caracterizadas como lineares ou pontuais.

Nos subitens a seguir é feita uma análise das principais características da pluma na

região de mistura inicial. Adicionalmente são tecidas considerações em relação às abor-

dagens anteriores (ROBERTS et al., 1989) e as mais recentes (DAVIERO &

ROBERTS, 2006 e TIAN et al., 2006).

47

3.1.2.1. Diluição

Em ambientes onde a densidade varia com a profundidade observa-se uma mitigação da

diluição. Isto ocorre devido à atenuação da turbulência em função dos efeitos estabili-

zantes da estratificação, que faz com que os processos de mistura turbulenta sejam pou-

co pronunciados.

Para escoamentos onde F é inferior a 0,1, não há influência das correntes na dilui-

ção. Neste caso, há apenas a influência do espaçamento entre os orifícios da tubulação

difusora. Isto reflete em como as fontes são caracterizadas: lineares ou pontuais.

A Tabela 15 seguinte apresenta uma análise comparativa da diluição da pluma na

região de mistura inicial obtida a partir dos trabalhos de ROBERTS et al. (1989) e

DAVIERO & ROBERTS (2006). São também incluídos nesta tabela os limites de s/lb

para os quais as fontes são consideradas como lineares ou pontuais.

Tabela 15. Diluição da pluma na região de mistura inicial para fontes lineares ou pontuais.

Fontes lineares Fontes pontuais s/lb Diluição s/lb Diluição

DAVIERO & ROBERTS (2006) < 0,5 86,032 =

bqNSn > 3

41

32 07,1−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

b

n

ls

bqNS

ROBERTS et al. (1989) < 0,31 97,032 =

bqNSn > 1,92

41

32 95,0−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

b

n

ls

bqNS

Analisando os trabalhos de ROBERTS et al. (1989) e DAVIERO & ROBERTS,

(2006), não são observadas diferenças significativas nas relações apresentadas na tabela

acima. O único ponto a ser considerado é o limite de transição entre fontes lineares e

pontuais. De acordo com ROBERTS et al. (1989), as fontes foram consideradas como

pontuais para valores de s/lb inferiores a 0,31. Este limite é inferior ao citado por

DAVIERO & ROBERTS, (2006). Isto é justificado em virtude da restrita faixa de valo-

res de s/lb adotadas nos experimentos realizados em 1989.

TIAN et al. (2006), avaliaram a influência das correntes e do espaçamento entre

orifícios da tubulação difusora, na diluição do efluente na região de mistura inicial. No

caso de fontes lineares, restritas a valores s/lb inferiores a 2, a diluição do efluente não é

influenciada pela variação do espaçamento dos orifícios (s). A variação da diluição em

função da intensidade do escoamento atuante sobre a tubulação difusora para a condição

de fontes lineares (s/lb < 2) e pontuais (s/lb ≥ 6) é dada respectivamente pelas seguintes

relações:

48

6132 23,1 F=

bqNSn 91

31

32 66,1 F−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

b

n

ls

bqNS (3.11a, 3.11b)

A Figura 17 representa graficamente a variação da diluição em função da intensi-

dade do escoamento e variação do espaçamento entre os orifícios da tubulação difusora.

São também indicadas nesta figura as diferentes faixas de valores do parâmetro s/lb em-

pregadas no experimento.

Figura 17. Influência das correntes na diluição em função do número de Froude F (TIAN et al., 2006).

ROBERTS et al. (1989), de acordo a Figura 18 a seguir, avaliou a relação entre a

diluição mínima inicial e o nº de Froude para diferentes orientações de correntes em

relação à tubulação difusora.

Figura 18. Relação entre a diluição mínima inicial e o nº de Froude para diferentes orientações de correntes em

relação a tubulação difusora, em ambiente com variação linear de densidade (Adaptado ROBERTS et al.,1989).

Sob a ação de correntes perpendiculares e paralelas à linha difusora, a diluição

mínima obedece respectivamente às seguintes equações:

49

52,019,2 6132 −= F

bqNSn 91

32 25,1 F=b

qNSn (3.12a, 3.12b)

De acordo com ROBERTS et al. (1989), sob a ação de correntes ocorre uma fusão

dos jatos individuais efluentes a jusante do ponto de lançamento. Deste modo, dentre os

limites s/lb empregados por este autor (s/lb ≤ 1,92) não se observa uma distinção signifi-

cativa entre fontes lineares e pontuais.

A partir de uma análise comparativa entre os trabalhos de ROBERTS et al. (1989)

e TIAN et al. (2006) verifica-se para escoamentos de mesma intensidade, diluições em

média 35% maiores obtidas a partir do emprego da equação proposta pelos primeiros

autores. Isto é justificado uma vez que esta equação foi previamente definida para fontes

lineares, caracterizadas por promoverem maiores diluições do efluente.

3.1.2.2. Região de mistura inicial (campo próximo)

O fim da região de mistura inicial é definido como o ponto onde a diluição passa a não

variar significativamente com a distância em relação à tubulação difusora. Neste ponto

ocorre uma súbita diminuição da turbulência devido à influência de um processo de

estratificação estável que ocorre ao longo da seção da pluma.

A partir dos trabalhos realizados por DAVIERO & ROBERTS (2006) e TIAN et

al. (2006), as fontes podem ser consideradas lineares para relações de s/lb inferiores a 2.

Limites superiores a este caracterizam fontes como pontuais. Segundo estudos realiza-

dos por ROBERTS et al. (1989), para a faixa de valores adotadas em seus experimentos

(s/lb ≤ 1,92) não foram observadas variações significativas na região de mistura inicial

em função da variação entre o espaçamento entre os orifícios da tubulação difusora.

Em escoamentos onde F < 0,1, o comprimento da região de mistura inicial é re-

presentado, respectivamente, para fontes lineares e pontuais pelas seguintes relações

(DAVIERO & ROBERTS, 2006):

3,2=b

n

lx

41

5,3 ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

bb

n

ls

lx (3.13a, 3.13b)

De maneira similar, nas mesmas condições de escoamento ROBERTS et al.

(1989) obtiveram a seguinte relação:

2=b

n

lx (3.14)

50

Comparando os trabalhos de ROBERTS et al. (1989 II) e DAVIERO &

ROBERTS (2006), não foram verificadas diferenças significativas entre relações que

estabelecem o comprimento da região de mistura inicial no caso de fontes lineares.

O comprimento da região de mistura inicial é diretamente proporcional à intensi-

dade do escoamento e inversamente proporcional ao grau de estratificação do ambiente.

Segundo TIAN et al., (2006) a variação da região de mistura inicial para a condição de

fonte linear é dada pela seguinte relação:

310,8 F=b

n

lx (3.15)

Substituindo a escala de comprimento Nblb31= na equação acima, chega-se:

Nuxn 0,8= (3.16)

Analogamente, o comprimento de região de mistura inicial para fontes pontuais é

dado por:

Nuxn 0,12= (3.17)

A partir destas duas últimas equações pode ser observado que para condições am-

bientais idênticas, isto é, mesma intensidade de escoamento e grau de estratificação,

maiores são os comprimentos de mistura no caso de fontes pontuais. Isto ocorre devido

à menor rapidez do processo de mistura para o caso de fontes pontuais.

ROBERTS et al. (1989 II) analisou a influência do ângulo de incidência do esco-

amento no comprimento da região de mistura inicial apenas para fontes lineares.

Para o caso de correntes perpendiculares à tubulação difusora, o comprimento da

região de mistura inicial (xn) é estimado por:

315,8 F=bn lx (3.18)

No caso de correntes paralelas este comprimento obedece à relação a seguir:

0,1839F969,10=bn lx (3.19)

3.1.2.3. Altura do topo da pluma (zm)

Em ambientes onde ocorrem variações verticais de densidade a pluma pode não atingir

a superfície livre. A máxima elevação alcançada pela mesma dependerá tanto da inten-

51

sidade do escoamento atuante sobre a tubulação difusora, quanto do grau de estratifica-

ção da coluna d’água.

Escoamentos onde F < 0,1 a altura alcançada pela pluma ao longo da coluna

d’água não sofre influência das correntes. As fontes podem ser consideradas como line-

ares para valores de s/lb inferiores a 0,5 e pontuais valores superiores a 3. As relações a

seguir representam para fontes lineares e pontuais, respectivamente, a máxima elevação

alcançada pluma (DAVIERO & ROBERTS, 2006).

5,2=b

m

lz

41

9,2 ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

bb

m

ls

lz (3.20a, 3.20b)

ROBERTS et al. (1989 III) determinaram a máxima elevação alcançada pela plu-

ma para diferentes valores de s/lb. As fontes se comportam como lineares para valores

de s/lb menores ou iguais a 0,31 e pontuais para valores de s/lb a partir de 1,92.

ROBERTS et al. (1989 I) obtiveram uma relação praticamente idêntica à apresentada

por DAVIERO & ROBERTS (2006) para o caso de fontes lineares. A única diferença

observada diz respeito ao valor do coeficiente empregado na equação acima, que ao

invés de 2,5, equivale a 2,6. As relações seguintes estabelecem a máxima elevação al-

cançada pela pluma para fontes lineares e pontuais respectivamente.

6,2=b

m

lz 8,3=

b

m

lz (3.21a, 3.21b)

TIAN et al. (2006) avaliaram a influência das correntes sobre a elevação alcança-

da pela pluma. A Figura 19 a seguir ilustra esta influência em função das diferentes re-

lações entre os espaçamentos dos orifícios da tubulação difusora e o comprimento de

mistura lb.

Figura 19. Altura do topo da pluma em função do número de Froude F para diferentes espaçamentos entre orifícios

da tubulação difusora (Tian et al., 2006).

52

Nestes experimentos as fontes podem ser consideradas como lineares para valores

de s/lb inferiores e 1 e pontuais para valores de s/lb superiores a 4. As relações a seguir

representam respectivamente para condição de fontes lineares e pontuais a máxima ele-

vação alcançada pela pluma em função do número de Froude F.

614,2 −= Fb

m

lz 91

31

3,2 −⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛= F

bb

m

ls

lz (3.22a, 3.22b)

Comparando os valores de s/lb que discernem fontes lineares de pontuais, verifi-

cou-se sob ação de correntes variações nos limites de s/lb em relação às situações onde

F < 0,1. Isto ocorre uma vez que as correntes proporcionam um maior comprimento de

mistura da pluma, e conseqüentemente, uma maior fusão dos jatos efluentes.

ROBERTS et al. (1989 I, III) obtiveram para fontes lineares e pontuais respecti-

vamente, as seguintes relações que expressam a máxima elevação alcançada pela pluma:

615,2 −= Fb

m

lz 2413,3 −= F

b

m

lz (3.23a, 3.23b)

Adicionalmente, estes mesmos autores avaliaram a influência de correntes parale-

las em relação à tubulação difusora. A elevação alcançada pela pluma obedece a seguin-

te relação:

2418,2 −= Fb

m

lz (3.24)

Neste caso o espaçamento entre os orifícios da tubulação possui pouca relevância,

uma vez que ocorre uma fusão praticamente imediata dos jatos efluentes.

3.1.2.4. Espessura

De acordo com os trabalhos de DAVIERO & ROBERTS (2006), na ausência de corren-

tes, situação caracterizada por escoamentos cujos valores de F são inferiores a 0,1, a

espessura da pluma depende do espaçamento entre os orifícios da tubulação difusora.

No caso de fontes lineares (s/lb ≤ 1) a espessura da pluma obedece à seguinte relação:

5,1=b

n

lh (3.25)

53

Valores de s/lb superiores ao limite acima estabelecido caracterizam fontes como

pontuais, sendo neste caso estabelecida a seguinte relação entre a espessura da pluma e

o parâmetro s/lb:

41

4,1 ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

bb

n

ls

lh (3.26)

ROBERTS et al. (1989 III) estabeleceram para diferentes valores de s/lb relações

para espessura da pluma. De acordo com estes autores as fontes são caracterizadas como

lineares para valores de s/lb menores ou iguais a 0,31 e pontuais para valores de s/lb em

torno de 1,92. As equações seguintes indicam as relações que determinam a espessura

da pluma para condições de fontes lineares e pontuais respectivamente.

8,1=b

n

lh 8,2=

b

n

lh (3.27a, 3.27b)

Para escoamentos onde o número de Froude F varia entre 0,3 e 1,8, TIAN et al.

(2006) observaram que a espessura da pluma independe do espaçamento entre os orifí-

cios da tubulação difusora e da intensidade do escoamento. A Figura 20 a seguir ilustra

este comportamento.

Figura 20. Espessura da pluma para escoamentos onde 0,3< F < 1,8 (Tian et al., 2006).

A partir desta figura pode ser observado que na faixa de escoamentos caracteri-

zados por 0,3<F<1,8, a espessura da pluma obedece a seguinte relação:

2,2=b

n

lh (3.28)

54

ROBERTS et al. (1989 I, III) estabeleceram, para fontes caracterizadas como li-

neares ou pontuais, relações para espessura da pluma, em escoamentos onde F varia

entre 0 e 100.

As equações seguintes representam, para o caso de fontes lineares, a espessura da

pluma em função da intensidade do escoamento considerando respectivamente a ação

perpendicular e paralela de correntes em relação à tubulação difusora.

81-F2=b

n

lh 2=

b

n

lh (3.29a, 3.29b)

No caso de fontes pontuais, foram estabelecidas relações entre a espessura e a al-

tura do topo da pluma (ROBERTS et al., 1989 III). A Tabela 16 a seguir apresenta estas

relações.

Tabela 16. Relações entre a espessura e altura do topo da pluma para fontes pontuais.

Direção das correntes

Número de Froude F = u³/b

Valor médio hn/zm

Faixa de variação hn/zm

perpendicular 10 - 100 0,95 0,79 - 1,00 perpendicular 1 0,89 0,65 - 1,00 perpendicular 0 - 0,1 0,75 0,50 - 0,93 paralela 0,1 - 100 0,82 0,64 - 0,96

3.1.3. Considerações gerais:

São observadas maiores espessuras da pluma sob ação de correntes. Isto ocorre,

pois, as duas camadas horizontalmente opostas em ambos os lados da tubulação difuso-

ra, conforme ilustra a Figura 21, na ausência de correntes passam a combinar, na dire-

ção do escoamento, em uma única camada mais espessa.

Figura 21. Espalhamento da pluma em duas camadas horizontalmente opostas, em ambientes estagnados (Daviero

& Roberts, 2006).

Comprimento. de campo próximo, xn

55

De maneira análoga a condição de coluna d’água homogênea, onde a espessura da

pluma está relacionada à profundidade de lançamento do efluente (H), a espessura da

pluma em ambientes estratificados é proporcional a escala de comprimento lb. Esta es-

cala é determinada em função da intensidade da estratificação existente no meio, e será

sempre inferior a H. Isto corrobora as menores espessuras observadas em ambientes

estratificados.

Apesar de os trabalhos de TIAN et al. (2004 I, II), DAVIERO & ROBERTS

(2006) e TIAN et al. (2006) contemplarem a influência do espaçamento entre orifícios

da tubulação difusora, os mesmos apresentam limitações com relação a intensidade e

direção do escoamento. Os experimentos realizados por estes autores consideraram ape-

nas a ação perpendicular de correntes sobre a tubulação difusora e escoamentos com

valores de F inferiores a 10. Já os experimentos realizados por ROBERTS (1979) e

ROBERTS (1989 I, III), além de contemplarem diferentes ângulos de ação das correntes

em relação à tubulação difusora, consideraram escoamentos limitados por valores de F

iguais a 100. Por este motivo, e em virtude de não terem sido observadas diferenças

significativas entre as relações apresentadas por estes autores e as apresentadas por

ROBERTS (1979) e ROBERTS et al. (1989 I, III), recomenda-se que seja mantida a

metodologia anterior.

3.2. MODELAGEM DA ZONA DE MISTURA PASSIVA NO CAMPO AFASTADO

Em uma determinada distância do ponto de lançamento, a pluma contaminante compor-

ta-se neutramente em relação ao corpo d’água receptor. Isto é, a partir deste ponto, a

pluma não interfere mais na hidrodinâmica ambiente, pois não existem diferenças entre

as quantidades de movimento do efluente e do fluido receptor. Nesta região (campo

afastado) a pluma de contaminantes é transportada passivamente pelas correntes oceâni-

cas. A distribuição de concentrações do contaminante lançado no corpo d’água receptor

depende dos seguintes processos, em geral altamente variáveis no tempo e no espaço:

• Advecção promovida pelas correntes oceânicas responsáveis pelo transporte do contaminante em questão. A modelagem do transporte de plumas depende da qualidade do modelo hidrodinâmico que gera o campo de correntes que advecta a pluma.

• Difusão turbulenta do contaminante. Esta turbulência ambiente é gerada por ten-sões de atritos internos na massa d’água, tensões de atrito do fluido com o fundo e atrito de vento na superfície livre. Em geral o transporte de plumas passivas é

56

dominado pela advecção, mas a difusão turbulenta também é de fundamental importância. E, como no caso da advecção, também depende da qualidade do modelo hidrodinâmico, neste caso da qualidade do modelo de turbulência adota-do.

• Reações cinéticas de produção ou decaimento do contaminante no meio receptor (modelos de decaimento). No caso de esgotos sanitários, tendo coliformes como indicadores de contaminação fecal, são consideradas reações de decaimento de primeira ordem. Como ao longo do dia na região em estudo, não ocorrem varia-ções significativas de salinidade e temperatura, a variação na taxa de decaimento bacteriano será praticamente função da intensidade de radiação solar incidente. Para determinação da taxa de decaimento bacteriano em função destes três pa-râmetros, é descrita a seguir uma abordagem em relação às metodologias adota-das. O capítulo seguinte é inteiramente dedicado à discussão a respeito do deca-imento do contaminante, incluindo os principais fatores relevantes e os diversos modelos empregados na quantificação das taxas de decaimento.

Este trabalho apresenta uma abordagem Lagrangeana do transporte da pluma de

contaminantes. As concentrações do contaminante lançado no meio são calculadas in-

dependentemente da malha de discretização hidrodinâmica. O modelo pode utilizar um

campo de velocidades tridimensional ou gerar perfis de velocidade analíticos a partir de

um campo de velocidades bidimensional gerado por um modelo hidrostático integrado

na vertical.

Em um modelo de transporte Lagrangeano o lançamento do contaminante no

meio é representado por um determinado número finito de partículas lançadas, em in-

tervalos de tempos regulares, no interior de uma região fonte. No instante do lançamen-

to, as partículas são dispostas dentro da região fonte de maneira aleatória. Estas partícu-

las são então advectadas pelas correntes fornecidas através do modelo hidrodinâmico.

As dimensões da região fonte devem ser tais que, em seu interior, se estabeleça à condi-

ção da mancha se comportar como um contaminante passivo, em relação às águas do

corpo d’água receptor.

Os deslocamentos das partículas representativas da nuvem de contaminantes são

compostos por duas componentes: uma componente determinística, obtida a partir das

velocidades fornecidas pelo modelo hidrodinâmico; e uma componente aleatória, inseri-

da com o intuito de representar os deslocamentos decorrentes da turbulência do escoa-

mento.

A massa equivalente do contaminante em cada partícula lançada é dada por:

e e

p

Q C tMNΔ

= (3.30)

57

Onde Qe é a vazão da fonte, Ce a concentração do contaminante emitida no meio

e Np/Δt é o número de partículas lançadas por intervalo de tempo.

A posição de uma partícula, após um determinado intervalo de tempo Δt, pode ser

calculada por:

2 21

2 T.O.S.2!

n nn n dP t d PP P t

dt dt+ Δ= + Δ + +

(3.31)

Onde T.O.S. são termos de ordem superior desprezados. As derivadas temporais

da posição P, obtidas através do campo de velocidades ),,( wvuV calculadas no modelo

hidrodinâmico são:

2

2

( , , )dP u v wdtd P d u v w

dt t x y zdt

=

∂ ∂ ∂ ∂= = + + +

∂ ∂ ∂ ∂

V

V V V V V

(3.32)

Considerando que as componentes horizontais do campo de velocidades são, em

geral, muito maiores do que as componentes verticais, estas últimas podem ser despre-

zadas.

O efeito geral da turbulência ambiente no transporte de partículas é incorporado

por meio de duas parcelas. Uma parcela dispersiva associada à incerteza no campo de

velocidades, que ocasionam incertezas com relação ao posicionamento do centro de

massa da partícula, e outra parcela puramente difusiva. A parcela dispersiva possui cará-

ter aleatório, e tem como objetivo incluir um desvio de trajetória causado pelos movi-

mentos em escala não resolvível, representados pelas flutuações das velocidades devido

à turbulência.

Para o cálculo das concentrações em um determinado instante, é definida uma

grade de distribuição dentro da qual, toda a nuvem de partículas esteja contida com uma

folga de 10% do tamanho da nuvem, em cada extremidade da mancha. Conhecida a

posição de uma partícula, e quando a mancha associada a esta partícula é grande em

relação ao tamanho das células, distribui-se sua massa por N células de grade, de acordo

com uma função de distribuição especificada. A concentração do contaminante em cada

célula da grade é obtida pela relação entre o somatório de todas as parcelas de massa de

contaminante, alocadas a célula, e o volume da mesma.

58

O contaminante em questão é não conservativo. Isto é, a massa inicialmente lan-

çada no meio decresce exponencialmente com o tempo. Os fatores que influenciam esta

perda temporal de massa são descritos detalhadamente no capitulo seguinte.

A perda de massa do contaminante lançado no meio obedece a seguinte equação:

( )vd tkMtM −= exp)( 0 (3.33)

Onde: M0= Massa inicial do contaminante no instante de seu lançamento no meio kd = Taxa de decaimento tv = Tempo de vida do contaminante

M(t)= Massa remanescente do contaminante

Uma abordagem completa da metodologia empregada no modelo de transporte u-

tilizado neste trabalho é apresentada em ROSMAN (2000, 2001).

Variações nas características da pluma na transição do campo próximo para o

campo afastado: A posição na qual o efluente se estabiliza ao longo da coluna d’água

não varia significativamente do campo próximo para o campo afastado. Entretanto, é

importante levar em consideração na modelagem as variações que ocorrem na espessura

da pluma na transição do campo próximo para o campo afastado. De acordo com

ROBERTS (1979), sob ação de correntes e na condição de coluna d’água homogênea,

após o impacto da pluma com a superfície livre, ocorre o espalhamento superficial da

mesma e a diminuição gradual de sua espessura. De maneira similar, HILLEBRAND

(2003) afirma que a partir do campo próximo gradientes de pressão horizontais tendem

a produzir um espalhamento transversal à direção do escoamento. Este espalhamento

pode ocorrer tanto na superfície livre quanto no nível onde a pluma se estabelece. Em

conjunto com este espalhamento há uma diminuição na espessura da pluma até sua es-

tabilização no campo afastado. Esta estabilização é justificada em função da mitigação

dos processos de mistura que ocorrem nesta região.

A troca de massa do contaminante na vertical é de pouca relevância se compara-

das à troca de massa do contaminante no plano horizontal, que ocorre principalmente

devido turbulência oceânica (BLENINGER, 2006).

Quando a pluma atinge a superfície livre, as maiores concentrações do contami-

nante ocorrem junto à mesma. Pouca troca de massa do contaminante com o meio ocor-

re a partir da parte inferior da pluma. De maneira similar, em condições onde há varia-

ção vertical de densidade, o efeito da turbulência pode ser bastante mitigado pela estrati-

59

ficação estável, fazendo com que os processos de mistura turbulenta sejam pouco pro-

nunciados. A influência da estratificação sobre o processo de mistura é definida pelo

número de Richardson gradiente 2g uRi

z z∂ρ ∂⎛ ⎞= − ⎜ ⎟ρ ∂ ∂⎝ ⎠

que considera a relação entre as

forças estabilizadoras, referentes ao gradiente de densidade na vertical, e as forças res-

ponsáveis pela geração de turbulência. A influência do número de Richardson sobre a

difusividade turbulenta (Dt) pode, de acordo com PARRELS & KARELSE (1981) apud

EIGER (1989), ser considerada empiricamente de acordo com a relação a seguir.

)18exp(, RiDD testt −= (3.34)

Esta relação expressa uma diminuição do coeficiente de difusividade turbulenta na

medida em que se aumentam as variações verticais de densidade.

De acordo com ROBERTS (1979), em condições de coluna d’água homogênea,

há uma diminuição da espessura da pluma em aproximadamente 50%, na transição do

campo próximo para o campo afastado. Em trabalhos posteriores, ROBERTS et al.

(1989-II) verificaram que as taxas de espalhamento lateral em ambientes estratificados

são ligeiramente inferiores às taxas observadas em ambientes homogêneos. Em ambien-

tes onde a densidade varia ao longo da coluna d’água a espessura da pluma no campo

afastado é determinada a partir de uma relação com a espessura no campo próximo. Esta

relação é estimada em função do aumento do espalhamento lateral da pluma do campo

próximo para o campo afastado.

ROBERTS et al. (1989-II) estabeleceram a seguinte relação entre o espalhamento

lateral da pluma e a distância a partir do ponto de lançamento do efluente.

1 21 31 0,17 F

b

w xL l

−⎛ ⎞= + ⎜ ⎟

⎝ ⎠ (3.35)

O comprimento da região de mistura inicial é determinado pela relação

5,8/3/1 =−blxF , que substituída na equação acima chega-se a 5,1/ =Lw .

Onde: w= Espalhamento lateral da pluma transversal ao escoamento L= Comprimento da tubulação difusora x= Distancia a partir do ponto de lançamento do efluente F= Número de Froude lb= Escala de comprimento anteriormente definida no item 3.1.2.

60

A partir do fim da região de mistura inicial passa a haver um espalhamento lateral

da pluma em conjunto com uma diminuição em sua espessura. Este processo passa a se

estabilizar no ponto onde 25/3/1 =−blx F . A partir deste ponto a espessura da pluma

permanece praticamente constante, e o alargamento da pluma passa sofrer influência da

dispersão e difusão promovida pela turbulência oceânica. Substituindo 25/3/1 =−blx F

na equação 1 2

1 31 0,17 Fb

w xL l

−⎛ ⎞= + ⎜ ⎟

⎝ ⎠é obtida a seguinte relação: 85,1/ =Lw .

Conforme exposto anteriormente, supondo que a variação que ocorre com o espa-

lhamento superficial da pluma do campo próximo para o campo afastado seja compen-

sada por uma variação de espessura, é determinada e seguinte relação entre as espessu-

ras da pluma.

80,0/ =nCA hh (3.36)

A determinação da máxima elevação alcançada pela pluma, e sua espessura, é de

extrema relevância na modelagem da pluma de contaminantes no campo afastado. O

item 6.1.2 aborda em detalhes a interdependência entre estas características da pluma e

a modelagem do campo afastado.

61

4. DECAIMENTO BACTERIANO A modelagem do decaimento de bactérias indicadores de contaminação fecal é de ex-

trema importância na determinação dos níveis de concentração destes microrganismos

em águas costeiras. A aproximação usual no processo de modelagem é simular, uma vez

determinadas às concentrações de bactérias afluentes ao corpo d’água, o decaimento

destes microrganismos em função de diversos parâmetros ambientais.

4.1. PRINCIPAIS FATORES INFLUENTES NO DECAIMENTO BACTERIANO

A distribuição e a quantidade de bactérias de origem entérica, indicadoras de contami-

nação fecal no ambiente marinho, dependem da advecção e dispersão promovidas pelas

correntes oceânicas e por fatores responsáveis pelo decaimento ou crescimento das po-

pulações bacterianas.

Os principais fatores influentes nas concentrações de bactérias podem ser conve-

nientemente classificados em três categorias: físicos, físico-químicos, bioquímico-

biológicos. Entretanto, além destes fatores podem ocorrer sinergias de efeitos osmóticos

e foto-oxidação, e interferências, tais como sedimentação versus foto-oxidação.

Na modelagem numérica de bactérias indicadoras, a taxa de decaimento é comu-

mente representada pelo parâmetro T90, que corresponde ao tempo necessário para que

ocorra uma redução de 90% na população original de bactérias.

A seguir são apresentados os principais fatores responsáveis pelas variações das

concentrações dos microrganismos indicadores de contaminação fecal em águas natu-

rais. Estes microrganismos reagem de maneira diferente em relação aos diversos fatores

apresentados adiante. Segundo CHAMBERLIN & MITCHELL (1978) deve-se descon-

fiar da importância de quaisquer fatores que:

• Não produzem taxas de decaimento superiores a 0,3 h-1;

• Só ocasionam taxas de decaimento substanciais em condições extremas, não ge-ralmente associadas a condições normais;

• Não fornecem explicações satisfatórias para as taxas observadas.

4.1.1. Fatores Físicos

Os seguintes fatores físicos são discutidos nesta seção: Foto-oxidação (induzida pela

radiação solar), Adsorção, Floculação, Coagulação, Sedimentação e Temperatura.

62

4.1.1.1. Foto-oxidação

A radiação solar é um dos fatores mais importantes no decaimento de bactérias, sendo

encontradas correlações significativas entre as taxas mortalidade de coliforme e a quan-

tidade de radiação solar incidente. (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978; YANG et

al., 2000; SALIH, 2003; MANCINI, 1978; FUJIOKA et al., 1981; BELAIR et al.,

1977; McCAMBRIDGE & McMEEKIN, 1981; BORREGO et al., 1983; ANDERSON

et al., 1997; ŜOLIĆ & KRSTULOVIĆ, 1992; NOBLE et al., 2004; CHRISTOULAS &

ANDREAKIS, 1995; CANTERAS et al., 1995; SARIKAYA & SAATCI, 1995;

ALKAN et al., 1995; BORDALO et al., 2002; GUILLAND et al., 1997; JOHNSON et

al., 1997). Microrganismos patogênicos tais como Giardia, Cryptosporidium, Poliovi-

rus e Salmonella apresentaram uma maior sobrevida na ausência de radiação solar

(JOHNSON et al, 1997).

A primeira etapa do processo de foto-oxidação é a absorção da luz por sintetizado-

res endógenos ou exógenos, ou cromóforos, proporcionando uma excitação eletrônica

dos mesmos. De acordo com CHAMBERLIN & MITCHELL (1978), uma vez o sinteti-

zador excitado ele pode:

• Transferir energia adquirida via transferência de elétrons, como troca de calor, retornando ao estado inicial;

• Reagir diretamente com um determinado componente da célula e, conseqüente-mente danificá-lo;

• Combinar com oxigênio formando superóxidos, peróxidos de hidrogênio ou pe-róxidos orgânicos;

• As formas reativas de oxigênio produzido podem reagir e danificar alguns cons-tituintes celulares;

• Ser decomposto enzimaticamente em produtos mais inócuos.

Vários compostos comumente presentes em microrganismos podem agir como

sintetizadores endógenos, dentre eles são citados porfirinas, citocromos, aminoácidos

aromáticos, DNA, flavina e clorofila (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978).

Cabe ressaltar que não deve ser excluída a possibilidade de diferentes cromóforos

estarem presentes em uma determinada célula. Streptococcus spp apesar de não possuí-

rem porfirinas, contém flavinas. Por outro lado, células contendo sintetizadores não são

necessariamente sensíveis à luz. Numerosas espécies de microrganismos portadores de

carotenóides, que geralmente não são danificadas pela ação da luz, tornam-se sensíveis

à ação solar na ausência destes pigmentos. De maneira geral microrganismos comumen-

63

te encontrados em matéria fecal não possuem carotenóides como pigmento

(CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978).

A sensibilidade de coliformes à luz pode também ser influenciada pela ocorrência

natural de fotossintetizadores exógenos, tais como pigmentos de algas e ácidos húmicos,

que são facilmente encontrados no meio aquático (CHAMBERLIN & MITCHELL,

1978).

Estudos realizados por CHAMBERLIN & MITCHELL (1978) e observações de

campo feitas por GAMESON & GOULD (1975) e FOXWORTHY & KNEELING

(1969) (apud CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978), produziram evidências convin-

centes de que a variabilidade das taxas de decaimento de coliformes em águas marinhas

pode ser primeiramente atribuída à intensidade luminosa na superfície livre e outros

fatores influentes no perfil de luminosidade ao longo da profundidade.

A radiação solar afeta fortemente a sobrevida de coliformes termotolerantes (fe-

cais) nos primeiros 30 m abaixo da superfície, sendo seu efeito muito pouco pronuncia-

do abaixo deste limite (ŜOLIĆ & KRSTULOVIĆ, 1992). A ação bactericida da radia-

ção solar através da coluna d’água é atenuada por reflexão e absorção. A porção de luz

solar transmitida depende da profundidade em questão, turbidez e comprimento de onda

da radiação solar incidente. Até 10% da intensidade superficial dos raios UV-B inciden-

tes na superfície livre podem penetrar em profundidades de até 15m. Os raios UV-A

têm um poder de penetração em águas superior ao dos raios UV-B e outros comprimen-

tos de luz visível (SALIH, 2003). Aproximadamente 50% do efeito letal da luz solar é

atribuído a comprimentos de onda abaixo de 370 nm, estando os restantes 25% atribuí-

dos a comprimentos de 370 e 400 nm, respectivamente. O efeito de comprimentos de

onda superiores a 500 nm foi considerado desprezível, uma vez que o efeito letal está

concentrado nos menores comprimentos de onda do espectro visível e nas porções supe-

riores da faixa UV (GAMESON & GOULD, 1975 apud MANCINI, 1978).

A porção UV-B do espectro solar, correspondente a comprimentos de onda entre

280 e 320nm, é a que produz uma maior ação bactericida ocasionando dano fotobiológi-

co ao DNA dos microrganismos. Em maiores comprimentos de onda, os mecanismos

fotoquímicos se tornam mais importantes, atuando através de fotossintetizadores. Estes

mecanismos tendem a serem mais danosos na presença de oxigênio (ROZEN &

BELKIN, 2001).

A radiação solar possui um efeito bactericida maior do que um efeito debilitante

(FUJIOKA et al., 1981). Segundo estes autores, na ausência de radiação solar, tanto

64

coliformes termotolerantes (fecais) quanto estreptococos fecais sobreviveram por dias

em águas naturais. O efeito bactericida da luz solar atua através de vidros e polietileno

translúcido, sugerindo que o espectro de luz visível possui um efeito bactericida similar

ao espectro ultravioleta, uma vez este último é incapaz de atravessar vidros e polietileno

(FUJIOKA et al., 1981). Segundo ROZEN & BELKIN (2001), a sobrevivência de bac-

térias entéricas no ambiente marinho é grandemente afetada tanto pelo espectro UV da

radiação solar, quanto pelo espectro de luz visível. A sensibilidade ao espectro visível e

UV parece depender da presença conjunta de agentes sintetizadores, oxigênio e meca-

nismos protetores (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978). Certa atenuação aos efeitos

danosos da radiação solar pode ser proporcionada pela matéria orgânica dissolvida, clo-

rofila e material particulado (ROZEN & BELKIN, 2001).

A ação da radiação solar sobre as taxas de decaimento depende do microrganismo

considerado, uma vez que a sensibilidade destes à luminosidade varia de organismo

para outro. Deve-se ter cautela em extrapolar para outros microrganismos estudos reali-

zados com coliformes. Muitos dos patogênicos associados à contaminação fecal em

águas naturais pertencem à mesma família dos microrganismos componentes do grupo

coliformes. Logo devemos esperar que patógenos tais como Shigella e Salmonella po-

dem apresentar respostas similares a coliformes quando submetidos à ação da radiação

solar (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978). Segundo estudos realizados por NOBLE

et al. (2004), a radiação solar apresentou um efeito significativo nas taxas de decaimen-

to de E.coli , coliformes termotolerantes (fecais) e enterococos.

4.1.1.2. Adsorção, coagulação, floculação e sedimentação.

As taxas de decaimento de microrganismos são também afetadas pela adsorção, coagu-

lação e floculação. O fenômeno da adsorção está relacionado à ligação de microrganis-

mos a partículas sólidas em suspensão no meio líquido, a coagulação refere-se à união

de bactérias em grupos e a floculação é a agregação de microrganismos com a incorpo-

ração de água. A adsorção de coliformes em sedimentos argilosos é mais significativa

do que a adsorção destes microrganismos em siltes ou areias (CHAMBERLIN &

MITCHELL, 1978). Também foi reportado por estes mesmos autores que a incorpora-

ção de microrganismos a materiais particulados depende fortemente da natureza físico-

química das partículas.

A sedimentação envolve a deposição de particulados e agregados de bactérias. A

taxa de decaimento de microrganismos em águas costeiras é influenciada pela sedimen-

65

tação, porém sua magnitude não é bem entendida. O mecanismo do decaimento pela

sedimentação nada mais é do que a transferência de microrganismos de um comparti-

mento físico para outro. No caso em questão a transferência ocorre do meio líquido para

o meio particulado depositado no fundo. Em lagos e corpos d’água pouco turbulentos, a

sedimentação pode ser um importante mecanismo na remoção de microrganismos

(GANNON et al., 1983).

A sedimentação não é um fator importante na determinação das taxas de decai-

mento observadas em campo (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978). Porém segundo

ROZEN & BELKIN (2001), foram encontradas, em diversos estudos, maiores concen-

trações de E.coli e enterococos em sedimentos costeiros ou estuarinos do que em águas

adjacentes. A partir de tais observações pode-se afirmar que estes microrganismos pos-

suem uma sobrevida maior quando associados à sedimentos.

Segundo BORREGO et al. (1983), colífagos, assim como outros vírus, passam

por um processo de adsorção e subseqüente sedimentação, que embora na verdade não

resulte em sua inativação, impede que sejam encontrados em águas superficiais.

4.1.1.3. Temperatura

As variações de temperatura podem afetar nos microrganismos a velocidade de cresci-

mento, exigências nutricionais, atividade enzimática e composição química

(RHEINHEIMER, 1980 apud DE OLIVEIRA, 1990).

Segundo estudos realizados por ŜOLIĆ & KRSTULOVIĆ (1992), ROZEN &

BELKIN (2001) e MANCINI (1978), a taxa de decaimento de bactérias do grupo coli-

forme é diretamente proporcional às variações de temperatura. Isto é, quanto maior a

temperatura, maior o decaimento. Também foi verificado por NOBLE et al. (2004) um

efeito significativo da temperatura sobre as taxas de decaimento de E.coli, enterococos e

coliformes totais.

A temperatura possui maior influência no decaimento bacteriano na ausência de

radiação solar. Sob ação luminosa os efeitos da temperatura tornam-se pouco relevantes

quando comparado aos efeitos da radiação (CANTERAS et al., 1995; SARIKAYA &

SAATÇI, 1995; CHRISTOULAS & ANDREADAKIS, 1995).

4.1.2. Fatores Físico-químicos:

Os seguintes fatores físico-químicos são discutidos nesta seção: Efeitos osmóticos, pH e

Toxidade química.

66

4.1.2.1. Efeitos osmóticos – salinidade

Uma vez em águas marinhas, as bactérias entéricas estão sujeitas a um choque osmótico

repentino. Deste modo, tais variações nas concentrações de sais nos meios em que são

submetidas, irão influenciar a sobrevivência destes microrganismos no ambiente mari-

nho (ROZEN & BELKIN, 2001). Segundo DE OLIVEIRA (1990), a salinidade influen-

cia na velocidade de crescimento, fisiologia e reprodução da flora microbiana.

Os microrganismos retiram da água, presente no seu meio ambiente, a maioria dos

seus nutrientes solúveis necessários para seu crescimento. Suas células são constituídas

de aproximadamente 80 a 90 % de água, que pode ser removida do interior da célula

através de elevações na pressão osmótica. Quando uma célula microbiana se encontra

em uma solução contendo uma concentração de sais superior à concentração no interior

da célula, ocorrerá a passagem de água, através da membrana plasmática, do meio intra

para o meio extracelular. A perda de água por osmose causa a plasmólise, que corres-

ponde à diminuição ou encolhimento da membrana plasmática da célula. A importância

deste fenômeno está na inibição do crescimento no momento em que a membrana plas-

mática se separa da parede celular (TORTORA et al., 2000).

Segundo trabalhos realizados por MANCINI (1978), CHAMBERLIN &

MITCHELL (1978), FUJIOKA et al. (1981) e BORDALO et al. (2002), foi observado

um aumento na taxa de decaimento de bactérias entéricas em função do aumento dos

níveis de salinidade. Também foi verificado por FUJIOKA et al. (1981) e BORDALO

et al. (2002) que os estreptococos fecais são mais resistentes aos efeitos osmóticos do

que bactérias do grupo coliformes. MEZRIOUI (1995) verificou, na ausência de radia-

ção solar, um decaimento mais acelerado de E.coli e S. typhimurium à medida que estes

microrganismos experimentavam uma brusca variação para um meio altamente salino.

Nos experimentos realizados por ALKAN et al. (1995) os efeitos da salinidade estão

correlacionados a magnitude da mistura do esgoto com a água salgada. Estes autores

observaram que em situações onde a mistura é mínima não é observado decaimento em

situações de baixa luminosidade. De maneira similar YANG et al. (2000) afirmaram

que a diluição do esgoto doméstico em águas marinhas é importante no processo de

desinfecção devido ao fato de potencializar os efeitos da salinidade.

Com relação à ação da salinidade na inativação de microrganismos patogênicos

JOHNSON et al. (1997) verificaram uma maior inativação de cistos de Giardia muris

quando submetidos a maiores níveis de salinidade. DE OLIVEIRA (1990) monitorou no

67

estuário do Rio Paraíba do Norte na cidade de João Pessoa (PB), diversos indicadores

de poluição e microrganismos patogênicos, tais como leveduras, bactérias heterotrófi-

cas, coliformes totais e fecais, estreptococos fecais e víbrios. De acordo com os resulta-

dos observados, verificou-se uma diminuição na sobrevida destes microrganismos em

função do aumento dos níveis de salinidade.

4.1.2.2. pH

A maioria das bactérias cresce melhor dentro de variações pequenas de pH sempre perto

da neutralidade, com faixas variando entre 6,5 e 7,5. Poucas bactérias são capazes de

crescer em meios ácidos de pH 4,0. Os fungos filamentosos e as leveduras podem cres-

cer em variações de pH maiores que as bactérias, sendo, no entanto, os valores ótimos

de pH para fungos geralmente inferior, entre pH 5 e 6. A alcalinidade também inibe o

crescimento microbiano (TORTORA et al., 2000).

A partir de experimentos em campo e laboratório realizados ŜOLIĆ &

KRSTULOVIĆ (1992), foi observado que a faixa ótima de pH para sobrevivência de

coliformes termotolerantes (fecais) situa-se entre 6 e 7. Fora destes limites ocorre uma

elevada taxa de decaimento.

O pH de águas marinhas varia entre 7,5 e 8,5, sendo influenciado pela temperatu-

ra, pressão e atividades fotossintéticas e respiratórias de microrganismos. De acordo

com ROZEN & BELKIN (2001), o pH de águas marinhas em torno de 8,0 possui um

efeito nocivo sobre E.coli. Porém, segundo ŜOLIĆ & KRSTULOVIĆ (1992), em con-

dições naturais o pH é o fator menos importante no decaimento de bactérias devido às

pequenas variações em suas faixas, observadas no ambiente marinho.

4.1.2.3. Toxicidade química e quantidade de oxigênio dissolvido

A presença de substâncias tóxicas, tais como hidrocarbonetos, detergentes, metais pesa-

dos e outras substâncias também pode ser um fator significativo no decaimento de bac-

térias. De acordo com CHAMBERLIN & MITCHELL (1978), os metais pesados têm

sido considerados como mediadores importantes na taxa de decaimento de E.coli. A

possibilidade de que o próprio esgoto contenha compostos nocivos aos microrganismos

indicadores não deve ser subestimada (BORREGO et al., 1983).

KOTT (1982) verificou uma elevada taxa de decaimento de bactérias do grupo co-

liforme à medida que estas experimentam uma brusca variação nas taxas de oxigênio

68

dissolvido, passando de ambientes com concentrações baixas para elevadas. Esta situa-

ção ocorre comumente em sistemas de disposição oceânica de esgotos sanitários.

4.1.3. Fatores Bioquímicos – biológicos:

Os seguintes fatores bioquímicos - biológicos são discutidos nesta seção: Níveis de nu-

trientes, Presença de substâncias orgânicas, Predação, Bacteriófagos (vírus) e Algas.

4.1.3.1. Níveis de nutrientes

Trabalhos realizados por CHAMBERLIN & MITCHELL (1978) revelaram que em am-

bientes com níveis de nutrientes similares ao do ambiente marinho não foi observado

nenhum crescimento inicial da população de coliformes. A atenuação das taxas de deca-

imento em função dos níveis de nutrientes foi desprezível para temperaturas menores ou

iguais a 20ºC. Em contrapartida SAVAGE & HANES (1971) verificaram que o aumen-

to nos níveis de nutrientes é responsável por um incremento inicial nas concentrações de

coliformes totais e fecais. Porém, para todos os experimentos realizados, após o cresci-

mento inicial, foi observado um decaimento destes microrganismos em águas marinhas.

Segundo ROZEN & BELKIN (2001), é um fato pouco reconhecido que na pre-

sença de níveis suficientes de nutrientes, a bactéria E.coli possa crescer em águas mari-

nhas tanto quanto em condições laboratoriais, onde a concentração de nutrientes é ele-

vada. Contudo as quantidades de nutrientes orgânicos e inorgânicos no ambiente mari-

nho são relativamente bem inferiores às concentrações observadas em culturas de labo-

ratório ou em águas residuárias. Desta forma, as bactérias lançadas no ambiente mari-

nho não irão encontrar neste ambiente as concentrações de nutrientes necessárias para

promover seu crescimento.

De acordo com experimentos realizados por NOBLE et al. (2004), não foram en-

contradas relações significativas entre as concentrações de nutrientes e as taxas de deca-

imento de E.coli, coliformes totais e enterococos.

4.1.3.2. Presença de substâncias orgânicas

A presença de matéria orgânica pode aumentar a sobrevida de coliformes termotoleran-

tes (fecais) (GUILLAND et al., 1997). A partir de experimentos realizados em laborató-

rio, desconsiderando a ação da radiação solar, SAVAGE & HANES (1971) observaram

que acima de um determinado nível de DBO, a água salgada perde temporariamente sua

toxicidade e que a densidade máxima bacteriana torna-se dependente da DBO inicial.

69

Isto é, para elevados níveis de matéria orgânica, a concentração de coliformes parece

aumentar de acordo com a DBO inicial. Dados de campo obtidos no sentido de com-

plementar os experimentos laboratoriais indicaram que as densidades de bactérias tam-

bém estão aproximadamente relacionadas às concentrações de DBO. Contudo, nos da-

dos de campo obtidos, não foram controlados fatores tais como intensidade luminosa,

dispersão, temperatura, predação e outros fatores que pudessem ter influenciado as den-

sidades de bactérias observadas.

4.1.3.3. Predação

Na ausência de radiação solar a predação pode desempenhar um papel fundamental no

decaimento de bactérias entéricas (MEZRIOUI et al., 1995). Nos experimentos realiza-

dos por estes autores, foi observada uma diminuição nas concentrações destes micror-

ganismos em câmaras onde existia atividade predatória. Estes autores também afirmam

que elevadas quantidades de matéria orgânica viva, tais como zooplâncton e fitoplânc-

ton contribuem por predação para eliminação de bactérias entéricas. Comparando as

mesmas intensidades de radiação solar e salinidade, foram observados por YANG et al.

(2000) maiores valores nas taxas de decaimento de E.coli na presença de microrganis-

mos predadores.

McCAMBRIDGE & McMEEKIN (1981) observaram em laboratório uma dimi-

nuição significativa nas concentrações de E.coli quando submetidas à ação de microrga-

nismos predadores, tais como Polyangium, protozoários ciliados e amebóides. A Figura

22 ilustra a ação isolada e em conjunto de microrganismos predadores e radiação solar

sobre as taxas de decaimento de E.coli. De acordo com estes mesmos autores, uma vez

que não foram observados decaimento de microrganismos predadores, algumas bacté-

rias tais como Polyangium podem possuir carotenóides, que são pigmentos capazes de

prevenir dano celular causado pela ação da radiação solar.

70

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Tempo( dias )

Log

E.c

oli /

100

ml

Ausência depredadores semradiação solar

Presença depredadores semradiação solar

Ausência depredadores comradiação solar

Presença depredadores comradiação solar

Figura 22. Decaimento das bactérias do grupo E. Coli em função da ação de agentes predadores e da incidência de

radiação solar (Adaptada de McCambridge e McMeekin, 1981).

Com relação aos níveis naturais de predadores em águas marinhas costeiras, não

foram observados níveis suficientes destes microrganismos para que pudesse produzir

influência sobre as taxas de decaimento (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978).

ENZINGER & COOPER (1976) (apud CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978) obser-

varam em experimentos realizados em laboratório que protozoários nativos foram os

principais responsáveis pelas taxas de decaimento observadas. Porém, mesmo com ní-

veis populacionais de microrganismos predadores da ordem de 103 organismos/ml, as

taxas de decaimento observadas foram inferiores a 0,3 h-1. Apesar de poder existir al-

gumas circunstâncias onde os efeitos da predação acentuam, ou são acentuados, por

outros fatores responsáveis pelo decaimento, parece provavelmente, que a predação por

si só não pode promover as taxas de decaimento observadas em águas superficiais. Si-

milarmente JOHNSON et al. (1997) não observaram diferenças significativas no deca-

imento de cistos de Giárdia em amostras de água submetidas ou não a filtração. No en-

tanto verificaram uma inativação ligeiramente maior destes cistos em amostras de águas

não filtradas, isto é, com a presença de microrganismos predadores. Estes mesmos auto-

res verificaram na ausência de radiação solar uma inativação mais rápida de poliovirus

em águas com maiores índices de poluição. Tal inativação pode ser devido à alta con-

centração microbiana existente em águas com elevados níveis de poluição.

71

Os principais predadores de bactérias no ambiente marinho são protozoários. Uti-

lizando filtros com diferentes porosidades e antibióticos, no sentido de suprimir a ativi-

dade antibacteriana, verificou-se que a predação desempenha um papel de pouca impor-

tância na remoção de coliformes no ambiente marinho (ROZEN & BELKIN, 2001).

Uma outra demonstração da ação de protozoários no decaimento de bactérias en-

téricas no ambiente marinho foi realizada por GONZALEZ et al. (1992) apud ROZEN

& BELKIN (2001). Estes autores observaram um maior decaimento de E.coli e

E.faecalis em amostras de águas não filtradas e não autoclavadas, evidenciando uma

ação antimicrobiana promovida por estes microrganismos protistas.

Cabe ressaltar que atividade de microrganismos predadores em águas costeiras é

muito difícil de ser quantificada e qualificada. Os dados obtidos na literatura são por

demais variáveis em função das diferentes condições ambientais dos locais estudados,

podendo ser função de parâmetros que variam espacial e temporalmente. Poucos mode-

los matemáticos consideram a atividade predatória na determinação das taxas de decai-

mento. No modelo proposto por YANG et al. (2000) foi verificada uma baixa correla-

ção com as taxas observadas em função da larga faixa de variação no decaimento de

E.coli. Isto vem indicar que a determinação de modelos matemáticos que consideram

predação é extremamente complicada e imprecisa.

4.1.3.4. Bacteriófagos (vírus)

Segundo ROZEN & BELKIN (2001) muitos estudos detectaram colífagos em águas

marinhas sujeitas à contaminação por esgotos domésticos. Foi também verificado que os

bacteriófagos presentes no ambiente marinho estavam ativos contra E.coli, Aerobacter

aerogenes e Serratia marinorubra. CARLUCCI & PRAMER (1960) apud ROZEN &

BELKIN (2001) mostraram que bacteriófagos foram relevantes na redução das concen-

trações de E.coli apenas em condições ambientais cujas concentrações de nutrientes

eram elevadas. Pode-se sugerir, deste modo, um papel pouco importante desses micror-

ganismos no decaimento de bactérias indicadoras sob condições naturais encontradas no

ambiente marinho.

4.1.3.5. Algas

A clorofila também tem sido considerada como um agente sintetizante (CLAYTON,

1971 apud CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978). Em estudos considerando a influên-

cia de algas no decaimento de coliformes, SEIBURTH (1965) apud CHAMBERLIN &

72

MITCHELL (1978) constatou que a iluminação intensifica a atividade anticoliforme, e

sugeriu que a ação luminosa pode causar uma ativação foto-dinâmica de potenciais

substâncias antibacterianas.

4.1.4. Ação conjunta de fatores:

As seguintes ações de fatores em conjunto são discutidas nesta seção: Temperatura e

Salinidade, Radiação Solar e Temperatura, Radiação solar e Salinidade e Radiação solar

e Predação.

Temperatura e salinidade: MANCINI (1978) verificou uma superposição dos efeitos

da salinidade aos efeitos da temperatura.

Radiação solar e temperatura: Na ação conjunta destes dois fatores a radiação solar é

preponderante na variação das taxas de decaimento em relação aos efeitos da temperatu-

ra. (ŜOLIĆ & KRSTULOVIĆ, 1992). Foi verificada por estes autores uma interação

sinérgica destes dois fatores no decaimento de coliformes termotolerantes (fecais).

Radiação solar e salinidade: Foi observada uma sinergia destes dois fatores nas taxas

de decaimento de coliformes termotolerantes (fecais) (FUJIOKA et al., 1981; ŜOLIĆ &

KRSTULOVIĆ, 1992; BORDALO et al., 2002). ŜOLIĆ & KRSTULOVIĆ (1992) de-

monstraram que a salinidade é mais prejudicial aos coliformes termotolerantes (fecais)

em conjunto com a radiação solar. De acordo com FUJIOKA et al. (1981) os efeitos da

salinidade sobre as taxas de decaimento de coliformes termotolerantes (fecais) e estrep-

tococos fecais não são tão evidentes na presença de radiação solar.

Radiação solar e predação: McCAMBRIDGE & McMEEKIN (1981) verificaram que

na presença de radiação solar, em meios contendo microrganismos predadores, maiores

valores nas taxas de decaimento de E.coli , S. typhimurium e S. faecium.

4.1.5. Considerações gerais:

Dentre todos os fatores anteriormente mencionados, a radiação solar mostrou pos-

suir o maior efeito deletério. Foram encontradas correlações significativas entre as taxas

de mortalidade de microrganismos e a quantidade de radiação solar incidente. A salini-

dade, temperatura e predação também apresentam relativa importância no ambiente

marinho.

73

Com relação à predação, tem sido extremamente imprecisa e complexa a quantifi-

cação da sua contribuição no decaimento bacteriano. Em virtude disto, a não considera-

ção deste parâmetro, além de diminuir os níveis de incerteza associados a sua influência

na mortalidade de microrganismos indicadores, contribui a favor da segurança conside-

rando na avaliação de impactos uma menor taxa de decaimento. Além do mais, alguns

microrganismos predadores podem possuir algum efeito patogênico. Deste modo a utili-

zação de taxas de decaimento que contemplem apenas a ação da radiação solar, salini-

dade e temperatura é satisfatória no caso de ambientes marinhos.

A quantificação da radiação solar pode ser determinada através de foto-

radiômetros ou estimada a partir de modelos matemáticos que levam em consideração a

latitude e altitude da localidade considerada, época do ano, hora do dia e percentual de

cobertura de nuvens. O capítulo a seguir detalha o modelo empregado no cálculo da

radiação solar e descreve os fatores atenuantes que reduzem a intensidade luminosa in-

cidente da superfície terrestre ao atravessar a atmosfera. Além da comparação de dados

calculados pelo modelo com dados medidos em campo, são também apresentadas neste

capítulo algumas características peculiares da radiação solar.

As taxas de decaimento obtidas através de modelos matemáticos serão calculadas,

além de outros fatores, com base na intensidade de radiação solar mensurada a partir do

modelo proposto por MARTIN e McCUTCHEON (1999). Os dados de entrada, neces-

sários para o cálculo da radiação, são: a latitude da localidade considerada, época do

ano, hora do dia, altitude, temperatura do ponto de orvalho, nebulosidade e partículas

em suspensão.

4.2. MODELOS DE DECAIMENTO BACTERIANO

Vários estudos de campo e laboratório têm sido realizados no intuito de se determinar o

decaimento de microrganismos indicadores de contaminação no ambiente marinho. No

entanto, a conclusão que tem sido obtida destes estudos, é a dificuldade de se reconhe-

cer ou mensurar os diversos fatores responsáveis pelas taxas de decaimento bacteriano

em águas oceânicas. Porém, algumas relações empíricas entre as taxas observadas e as

variações de parâmetros ambientais foram estabelecidas. De uma maneira geral, os va-

lores de decaimento estão melhor correlacionados através de numerosos trabalhos, di-

vulgados por diferentes autores, em função das variações de salinidade, temperatura e

radiação solar.

74

Este capítulo compara diversos modelos de decaimento de bactérias indicadoras

de contaminação fecal, considerando condições ambientais idênticas. Os valores de ra-

diação solar considerados no cálculo das taxas de decaimento foram determinados a

partir do modelo de radiação descrito detalhadamente no capítulo seguinte. Com relação

à intensidade de radiação solar, caracterizada como um dos principais dados de entrada

para o cálculo das taxas de decaimento cabe ressaltar que nem todos os modelos de de-

caimento aqui apresentados utilizam unidades idênticas de radiação. Neste sentido, a

Tabela 17 a seguir apresenta correlações entre as diferentes unidades de radiação utili-

zadas nos diferentes modelos de decaimento.

Tabela 17. Correlação entre as principais unidades de energia, potência e radiação.

Energia 1 cal = 4,186 Joules (J) 1 Einstein (E) = 1,993 x 105 J

Potência (energia por unidade de tempo) 1W = 1J/s

Radiação (potência por unidade de área) 1 cal/cm².h = 11,626 W/m² cal/cm² = 1 langley (Ly) 1 cal/cm².h = 192533 μE/m²h 1 Lux = Lúmen/m² = 0,01953 μE/m²s 1 W/m² = 4,6 μE/m²s 1 W/m² = 235,535 lux 1 cal/cm².h = 2738,42 lux 1 cal/cm².h = 0,04185 MJ/m²

Uma vez correlacionadas as unidades de radiação solar, são comparados os valo-

res horários das taxas de decaimento calculadas por cada um dos modelos, considerando

condições ambientais idênticas.

4.2.1. Cinética do decaimento bacteriano

O uso de bactérias indicadoras de contaminação fecal, no sentido de se avaliar os pa-

drões de qualidade de água é justificado em função das altas densidades destes micror-

ganismos em águas residuárias.

A redução na concentração inicial de bactérias é governada por uma combinação

de fatores, tais como: diluição inicial, dispersão e decaimento. A determinação deste

último fator é o objetivo principal do presente capítulo. Com base na equação de con-

servação de massa, considerando reações de decaimento de 1a ordem, onde r = kC, sen-

do k a constante de decaimento e C a concentração do microrganismo indicador de con-

taminação fecal, tem-se:

rxCD

xCu

tC

iii +⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

=∂∂

+∂∂

2

2

(4.1)

75

Onde: t= Tempo

ui = Campo de velocidades xi = Direção do escoamento D = Coeficiente de difusão

Desprezando-se variações na concentração devido aos processos advectivos e di-

fusivos, a equação acima fica reduzida a:

kCtC=

∂∂ (4.2)

Integrando e resolvendo a equação chega-se a:

kteCC −= 0 (4.3)

Onde: C= Concentração em um tempo t qualquer C0= Concentração inicial ki = Taxa de decaimento t = Tempo

A equação acima apresenta um decaimento exponencial que é função da concen-

tração inicial de bactérias indicadoras, do tempo, e da taxa de decaimento do microrga-

nismo calculada pelo modelo de decaimento. A partir desta equação pode-se determinar

a concentração de bactérias existente em um intervalo de tempo qualquer, bastando para

tal conhecer a concentração inicial e a taxa de decaimento no tempo correspondente.

Cabe ressaltar que os modelos apresentados neste capítulo consideram variações horá-

rias nas taxas de decaimento, uma vez que o cálculo destas taxas é função da radiação

solar incidente.

Uma maneira alternativa de expressar as taxas de decaimento é através do parâ-

metro T90, que corresponde ao tempo necessário para que ocorra um decaimento de 90%

da concentração inicial bactérias no ambiente marinho. Neste caso com base na equação

anterior, temos que:

Para t = T90 → C = 0,1C0

90000 1,0 kTkt eCCeCC −− =⇒=

Tomando o logaritmo neperiano em ambos os lados da equação acima tem-se:

90)1,0(ln kT−=− (4.4)

76

kT 3,2

90 = (4.5)

Esta equação apresenta uma correlação entre os valores de k calculados a partir

dos modelos de decaimento aqui apresentados e os valores de T90.

4.2.2. Considerações sobre a ação da radiação solar em plumas de emissá-rios

Uma vez que o enfoque do presente capítulo é a determinação das taxas de decaimento

bacteriano em plumas de emissários submarinos de esgotos, fazem-se necessárias algu-

mas simplificações e considerações em todos os modelos a seguir apresentados.

Sendo a radiação solar o principal parâmetro de entrada nestes modelos, é neces-

sária a sua quantificação em função da profundidade na qual a pluma se encontra esta-

belecida, conforme ilustra a Figura 23. A diminuição da intensidade da radiação solar

com a profundidade ocorre de maneira exponencial. Esta relação é dada por:

( )ZKII e−= exp0 (4.6)

Onde I é a intensidade da radiação na profundidade a ser determinada, I0 a radia-

ção solar incidente na superfície, Z a profundidade na qual se deseja determinar a radia-

ção e Ke é o coeficiente de extinção vertical de luminosidade da água do mar.

Figura 23. Esquema representativo da penetração da radiação ao longo da coluna d’água (Adaptado de Roberts et

al, 1989).

O coeficiente de extinção vertical de luminosidade Ke é função das condições de

turbidez ambiente. Quanto maior for este coeficiente, menor será a penetração luminosa

através da coluna d’água.

Uma das maneiras mais fáceis para estimar Ke, é através da utilização do Disco de

Secchi. Define-se como Profundidade de Secchi, a profundidade ao longo da coluna

77

d’água, em que o disco de Secchi passa a não ser mais visível através da superfície livre.

O coeficiente Ke é obtido através de uma relação empírica com a Profundidade de Sec-

chi Zs, dada por:

se Z

K 8,1= (4.7)

Considerando que a radiação solar é o principal fator influente no decaimento bac-

teriano, é feita uma promediação da radiação solar incidente ao longo da espessura H da

pluma para que sejam determinados valores médios de decaimento. Sendo assim, com

base na Figura 23, integrando a equação, ( )ZKII dtp −= exp que representa a intensida-

de de radiação solar incidente em um ponto qualquer no interior da pluma, tem-se:

( )dzZKIH

IH

ptp∫ −=0

exp1 (4.8)

Resolvendo a integral acima chega-se a:

1 −⎡ ⎤= −⎣ ⎦KpHTPII e

HKp (4.9)

Sabendo que a radiação solar incidente no topo da pluma é dada por:

0−= KeZ

TPI I e (4.10)

Substituindo ITP na equação acima, obtêm-se o valor médio da radiação ao longo

da espessura da pluma situada em uma profundidade qualquer:

0 1− −⎡ ⎤= −⎣ ⎦KeZ KpHII e e

HKp (4.11)

Onde: ITP= Radiação solar incidente no topo da pluma H = Espessura da pluma Z= Profundidade da pluma

Ke= Coeficiente de extinção de luminosidade da água do mar (m-1) Kp= Coeficiente de extinção de luminosidade ao longo da espessura da pluma (m-1)

4.2.3. Descrição dos modelos de decaimento bacteriano

Nos modelos de decaimento apresentados, as bactérias do grupo coliforme são os prin-

cipais microrganismos indicadores de contaminação fecal utilizados. Com base no ques-

tionamento de que se as bactérias do grupo coliforme são indicadores ideais de poluição

78

fecal, assunto explicitado no item 2 deste trabalho, CHRISTOULAS &

ANDREADAKIS (1995) sugerem a utilização destes microrganismos no monitoramen-

to de águas costeiras.

A confiabilidade no uso de coliformes como indicador de grau de contaminação

por patogênicos tem sido fortemente questionado devido ao fato de que alguns vírus são

mais resistentes que coliformes em relação a uma variedade de condições ambientais.

Entretanto, corpos d’água que estão dentro dos limites de concentração estabelecidos

para estes microrganismos, raramente estão associados a infecções provocados por ví-

rus. A diminuição na concentração de bactérias do grupo coliforme de 108 para 10²

NMP/100 ml no ambiente marinho é suficiente para reduzir o número de organismos

patogênicos para níveis abaixo dos limites de infecção epidêmica. Deste modo, o uso de

coliformes termotolerantes (fecais) permanece uma base prática e adequada para o pro-

jeto e dimensionamento de sistemas de disposição oceânica (CHRISTOULAS &

ANDREADAKIS, 1995).

A seguir são apresentados diferentes modelos de decaimento bacteriano que foram

obtidos através de experimentos realizados por diferentes autores ao longo dos anos.

Uma vez que os modelos expostos a seguir não se aplicam exclusivamente a plumas de

emissários, a seguinte adaptação é feita nos mesmos. Em todas as equações apresenta-

das a seguir serão considerados como valores de radiação solar, os valores promediados

ao longo da espessura da pluma.

4.2.3.1. Modelo proposto por BELLAIR et al. (1977).

Estes autores determinaram experimentalmente a taxa de decaimento de coliformes ter-

motolerantes (fecais), como parte do estudo preliminar de três emissários submarinos

profundos nas imediações de Sidney, Austrália. Duas modalidades de experimentos

foram realizadas em campo. Parte considerou o decaimento de coliformes termotoleran-

tes (fecais) em sacos plásticos dispostos na superfície e parte considerou o decaimento

em garrafas de vidro transparentes em diferentes profundidades.

Os experimentos realizados em sacos com profundidades de 80 cm compreende-

ram diluições de esgotos domésticos em água salgada de 1/100, 1/200 e 1/300. Já os

experimentos em garrafas de vidro, com diluições de 1/100 e 1/200 foram conduzidos

em profundidades de 0,5, 2 e 5 metros. Ao longo de todos os experimentos foram moni-

79

torados os parâmetros ambientais: temperatura, condições meteorológicas e intensidade

de radiação solar.

Neste estudo observa-se uma grande variação diurna nos valores de T90. Estes va-

riaram de um máximo de 40 horas durante a noite, até um mínimo de 1,9 horas perto do

meio dia. As variações dos parâmetros ambientais ao longo dos 11 dias de experimentos

contribuíram para variação dos valores observados das taxas de decaimento.

Os resultados dos experimentos realizados em garrafas mostraram que na ausência

de luz solar foram obtidos valores idênticos de T90 aos experimentos realizados em sacos

plásticos. Deste modo conclui-se que a taxa de decaimento não foi influenciada pelo

tipo de recipiente utilizado nos experimentos. Na presença de radiação solar foram veri-

ficados para mesma profundidade, nos testes conduzidos em garrafas, valores de T90

superiores aos observados em sacos plásticos. Esta diferença está associada à não pene-

tração dos comprimentos de onda ultravioleta no interior das garrafas, resultando numa

diminuição na taxa de radiação atuante no sentido de promover o decaimento de coli-

formes termotolerantes (fecais).

Foram observadas também diminuições das taxas de decaimento ao longo da co-

luna d’água. Isto se deve ao fato aos efeitos da atenuação da radiação solar com o au-

mento da profundidade. Nas profundidades de 0,5, 2 e 5 metros foram verificadas, res-

pectivamente, intensidades de 80, 40 e 10% da radiação incidente na superfície livre.

Os valores das taxas de decaimento obtidos a partir de experimentos realizados

em sacos plásticos foram considerados mais representativos das condições oceânicas,

visto que os testes conduzidos em garrafas atenuam o efeito deletério da radiação solar.

Deste modo foi estabelecida a seguinte relação entre T90 e a intensidade de radiação

solar.

0,4290 3, 4T I −= (4.12)

Nesta equação cujo coeficiente de correlação é de 0,61, Ī representa a intensidade

de radiação promediada ao longo da espessura da pluma em MJ/m² e o valor do T90 é

expresso em horas. Cabe também ressaltar, que o valor do coeficiente de correlação

observado deve-se à diferença da intensidade luminosa entre o local do experimento e o

local onde foram realizadas as medições de radiação solar, distantes entre si em aproxi-

madamente 10 km.

A influência da salinidade e temperatura sobre as taxas de decaimento, na presen-

ça de radiação solar foi considerada irrelevante.

80

Outra importante consideração a ser feita, é que não foram estabelecidas relações

para as taxas de decaimento ao longo do período noturno em função das variações de

temperatura e salinidade. Entretanto, em experimentos realizados durante o período no-

turno por estes autores, cujas variações de temperaturas oscilaram entre 23 e 26ºC, fo-

ram observados valores de T90 em torno 40 horas.

4.2.3.2. Modelo proposto por CHAMBERLIN & MITCHELL (1978)

Estes autores estabeleceram um modelo de decaimento baseado principalmente na ação

deletéria da radiação solar sobre microrganismos indicadores de contaminação fecal e

alguns patogênicos. No desenvolvimento deste modelo foi considerado que a taxa de

decaimento, em hora-1, é diretamente proporcional à intensidade luminosa através da

seguinte relação:

Ikk l= (4.13)

Onde kl é um coeficiente de proporcionalidade (cm²/cal) que está relacionado a

sensibilidade de um microrganismo específico à luminosidade, e Ī a intensidade de radi-

ação solar promediada ao longo da espessura da pluma dada em cal/cm².h.

A Tabela 18 a seguir apresenta valores de kl sugeridos por alguns autores. Através

desta, observa-se que este coeficiente possui uma variação significativa em função do

tipo de microrganismo e dos diferentes estudos realizados. Com base nos valores de kl

na referida tabela, verificou-se uma menor suscetibilidade dos estreptococos fecais à

ação da radiação solar. Entretanto tais estimativas devem ser tomadas com cautela, sen-

do necessários estudos adicionais para determinação de coeficientes mais confiáveis.

Não foram estabelecidas relações entre a taxa de decaimento e outros fatores am-

bientais. Segundo CHAMBERLIN & MITCHELL (1978), poucos estudos de campo,

tinham sido realizados até então, no sentido de estabelecer a ação isolada de outros fato-

res sobre as taxas de decaimento de microrganismos indicadores de contaminação fecal.

Porém, ficou constatado que na ausência de radiação solar ocorria uma súbita redução

do decaimento bacteriano. Nesta situação fatores tais como temperatura, salinidade,

predação, etc., passam a ter uma maior influência no mecanismo de mortalidade destes

microrganismos. Entretanto, sob condições luminosas a ação destes fatores não é evi-

dente. Outra possibilidade que não deve ser excluída é que os fatores acima menciona-

dos acentuam, ou são essenciais, para proporcionar o efeito degradante da radiação solar

sobre bactérias em águas marinhas.

81

Tabela 18. Valores observados de kl a partir de experimento de campo e laboratório (Chamberling & Mitchell, 1978).

Organismo Estudo tk (cm2/cal) Fonte de dados Grupo Coliformes 14 estudos de campo

Média Percentil 5 Percentil 95 24 estudos de campo Média Percentil 5 Percentil 95 61 estudos de laboratório Média Percentil 5 Percentil 95

0,481 0,163 1,250

0,168 0,068 0,352

0,136 0,062 0,244

Gameson & Gould (1975) Foxworthy & Kneeling (1969) Gameson & Gould (1975)

Escherichia coli

4 estudos de campo Média Mínimo Máximo 4 estudos de laboratório

0,362 0,321 0,385 0,354

Gameson & Gould (1975) Gameson & Gould (1975)

Estreptococos fecais 3 estudos de laboratório Mínimo Máximo 3 estudos de campo 1 estudo de campo 12 estudos de campo Média Percentil 5 Percentil 95

0,048 0,123 0,000 0,007

0,091 0,004 0,184

Gameson & Gould (1975) Gameson & Gould (1975) Gameson & Gould (1975) Foxworthy & Kneeling (1969)

No sentido de mensurar a ação de outros fatores associados à radiação solar,

MANCINI (1978) elaborou uma formulação que considera a ação conjunta da lumino-

sidade com a salinidade e temperatura no decaimento de bactérias do grupo coliforme.

Entretanto, esta nova equação não incorpora o parâmetro kl, de sensibilidade ao fotode-

caimento, não permitindo, deste modo, fazer distinção entre diferentes tipos de bactéria.

4.2.3.3. Modelo proposto por MANCINI (1978)

Este modelo fornece estimativas numéricas do decaimento de bactérias do grupo coli-

forme em águas doces e salgadas, considerando os efeitos da radiação solar e temperatu-

ra. A base de dados utilizada no desenvolvimento deste modelo foi obtida através de

valores obtidos na literatura, através de experimentos realizados em laboratório e medi-

ções “in situ”.

Com base nos dados observados, foi verificada a seguinte relação, que expressa a

variação da taxa de decaimento (kt) em função da temperatura.

( )2020 07,1 −×= T

T kk (4.14)

Onde: kt= A taxa de decaimento para uma temperatura t qualquer (dia-1)

k20= Taxa de decaimento a 20ºC (dia-1) T= Temperatura em ºC

82

Com base na ressalva de que no trabalho original foi observada uma relativa dis-

persão nos dados apresentados, a formulação acima apresentada pode ser utilizada tanto

para águas doces quanto salgadas, considerando o parâmetro k20 igual, respectivamente

a 0,8 e 1,4.

A variação da taxa de decaimento com a salinidade, em dia-1, foi obtida através da

seguinte relação, considerando uma temperatura média de aproximadamente 20ºC.

0,8 0,006(% )sk água salgada= + (4.15)

Nesta equação considera-se salinidade em torno de 35 ‰ correspondente a um

percentual de água salgada igual a 100. A equação seguinte apresenta a relação entre a

taxa de decaimento e a ação conjunta da salinidade e temperatura.

( ) ( ) ]07,1%006,08,0[ 20−××+= TTS salgadaáguak (4.16)

A radiação solar é o fator determinante no decaimento de bactérias do grupo coli-

forme em ambientes aquáticos. Com base nisso, é introduzida na equação anterior a

influência da radiação solar. Deste modo a equação final, onde é englobada a ação con-

junta destes três fatores, fica estabelecida a seguir:

( ) ( ) ]07,1%006,08,0[ 20 Isalgadaáguak TTS +××+= − (4.17)

onde taxa de decaimento (k) é dada em dia-1 e a radiação solar em langleys/hora

(1langley = cal/cm²).

Segundo MANCINI (1978) a equação apresentada fornece uma estimativa apro-

ximada da taxa de decaimento de bactérias do grupo coliforme em corpos d’água. Entre-

tanto deve ser levado em consideração que houve alguma dispersão entre os valores

calculados e observados.

4.2.3.4. Modelo proposto por ŠOLIĆ & KRSTULOVIĆ (1992)

O trabalho realizado por estes autores considera, em sua maior parte, a interação entre

fatores ambientais potencialmente importantes na taxa de mortalidade de coliformes

termotolerantes (fecais) (CF), a partir e estudos realizados em campo e laboratório. A

seguir são apresentadas as influências no decaimento de CF em águas marinhas, da ação

isolada dos fatores: radiação solar (Rs); temperatura; salinidade; pH. Após esta etapa é

analisada a ação conjunta da Rs, ora com a temperatura, ora com a salinidade.

83

Temperatura (T): Seu efeito isolado afeta fortemente a sobrevivência de CF no ambi-

ente marinho, sendo observado um decréscimo exponencial das populações iniciais de

CF com o aumento deste fator. Foi obtida a seguinte correlação, para os experimentos

realizados em campo, entre a taxa de decaimento de CF e a variação de temperatura (T)

em ºC.

( )TT 0837,093,5exp90 −= (4.18)

Radiação solar (RS): Quanto maior a intensidade de radiação solar, maior é a o decai-

mento observado de CF. A radiação solar afeta fortemente a sobrevida de CF nos pri-

meiro trinta metros abaixo da superfície livre. Para profundidades superiores a esta, o

efeito da radiação solar sobre o decaimento de bactérias é pouco pronunciado, devido ao

efeito da atenuação luminosa com a profundidade. A partir de ensaios em campo, os

autores estabeleceram que a variação do T90 em função da intensidade de radiação solar

incidente na superfície, é dada por:

( )sRT 0047,0905,3exp90 −= Rs em W/m² (4.19)

Salinidade (S): O decaimento de CF é proporcional ao aumento de salinidade. Os auto-

res observaram que, para faixas de salinidade entre 7 e 15‰, a cada acréscimo de 5‰,

houve um aumento de 55% na taxa de decaimento. Considerando faixas entre 15 e

40‰, para o mesmo incremento de salinidade verificou-se um aumento do decaimento

em apenas 15%. A partir de experimentos realizados em laboratório foi estabelecida e

seguinte relação entre as variações de salinidade (S), em ‰, e as taxas de decaimento:

1,13590 1713.T S −= (4.20)

pH: Não foram estabelecidas relações matemáticas entre as variações de pH e as taxas

de decaimento. Entretanto, foi constatado em estudos conduzidos em laboratório que a

faixa ótima para sobrevivência de CF está situada entre pH 6 e 7. Fora destes limites foi

observado um rápido decaimento destas bactérias. Outra constatação a ser feita, é que

meios mais ácidos são ambientes mais nocivos a estas bactérias quando comparados a

meios mais básicos.

Radiação solar e temperatura: Com base na ação conjunta destes dois fatores, foi

constatado que a temperatura possui pouca relevância na determinação das taxas de de-

84

caimento de coliformes termotolerantes (fecais) no ambiente marinho. Além do mais a

ação destes dois fatores contribuem sinergicamente na mortalidade destas bactérias.

A determinação do parâmetro T90 em função das variações de temperatura, em ºC,

e radiação solar, em W/m², é expressa pela seguinte relação:

( )TRT S 0187,000432,0985,3exp90 −−= (4.21)

Radiação solar e salinidade: O efeito combinado destes fatores foi verificado em expe-

rimentos realizados em laboratório. Neste caso também foi observada uma sinergia da

ação destes fatores atuando em conjunto. Entretanto não foi apresentada uma relação

matemática que descrevesse a influência destes fatores sobre as taxas de decaimento.

Cabe ressaltar, que na relação obtida anteriormente considerando a ação da radiação

solar e temperatura, já estão embutidos os efeitos da salinidade, uma vez que estes expe-

rimentos foram realizados em água salgada.

No sentido de se complementar as informações relativas aos experimentos reali-

zados para determinação deste modelo, a Tabela 19 a seguir mostra a faixa de variação

dos fatores aqui empregados.

Tabela 19. Faixa de variação dos fatores influentes nas taxas de decaimento

Fator Variação Radiação solar (W/m²) 510 - 830 Temperatura (ºC) 14,5 – 24,9 Salinidade (‰) 6 - 40 pH 4 - 9 Radiação solar / temperatura 510 – 830 (W/m²) / 12,1 – 23,8 (ºC) Radiação solar / salinidade 510 – 830 (W/m²) / 10 - 35 (‰)

Embora os fatores acima descritos estejam restritos a uma determinada faixa de

valores, isto não indica que as equações apresentadas não possam ser extrapoladas para

valores diferentes dos acima descritos. Além disto, os valores apresentados na tabela

acima representam de maneira geral as condições comumente encontradas em águas

marinhas.

4.2.3.5. Modelo proposto por CANTERAS et al. (1995).

O objetivo principal do trabalho realizado por estes autores foi estabelecer um modelo

no intuito de se estimar taxas valores de T90 na costa espanhola. Deste modo, a influên-

cia de muitos fatores ambientais que regem a taxa de decaimento bacteriano foi testada

85

através de experimentos laboratoriais e posteriormente comparada com medições reali-

zadas em campo.

CANTERAS et al. (1995) estudaram a influência da salinidade, temperatura e ra-

diação solar no decaimento de Escherichia coli através de experimentos realizados em

laboratório. Considerando a taxa de decaimento (k) como função dos três fatores supra-

citados, temos:

Ikkkkk lsTT += −20

0 20 (4.22)

Onde k0, kT20, ks expressam a ação conjunta da salinidade e temperatura despre-

zando os efeitos da luminosidade, e kl expressa a ação isolada da radiação solar. A rela-

ção que representa a ação simultânea da salinidade, temperatura e radiação solar sobre a

taxa de decaimento bacteriano é dada por:

Ik ST 113,0012,1.04,1.533,2 )20( += − (4.23)

Onde k é expresso em h-1, temperatura (T) em ºC, salinidade (S) em ‰, e radiação

solar ao longo da espessura da pluma (Ī) em w/m².

Neste modelo a radiação solar mostrou-se ser o principal fator influente na deter-

minação das taxas de decaimento bacteriano. O maior efeito da salinidade nas taxas de

decaimento foi observada para valores superiores a 35‰. A temperatura apresentou

uma relação linear com as taxas de decaimento.

4.2.3.6. Modelo proposto por SARIKAYA & SAATÇI (1995).

No modelo proposto por estes autores os coliformes totais (CT) foram escolhidos como

indicadores de qualidade de águas, com base na justificativa das altas concentrações de

coliformes totais e fecais existentes nos esgotos domésticos. Os experimentos foram

conduzidos em laboratório com água marinha, isenta de poluição e sob condições ambi-

entais controladas, onde a faixa de variação de temperatura foi de 20 a 40ºC.

Com base apenas na ação isolada da temperatura (T) no decaimento de coliformes

considerando incrementos de 5ºC e uma taxa de diluição de 1/100, os autores obtiveram

a seguinte relação:

TT 0283,037,2log 90 −= (4.24)

Sob ação da radiação solar, a taxa de decaimento de coliformes é composta por

duas componentes. A primeira se refere a mortalidade que ocorre durante o período no-

86

turno (kd), englobando apenas os efeitos da temperatura, e a segunda corresponde aos

efeitos exclusivos da luminosidade. Esta relação é dada por:

Ikkk SdL += (4.25)

onde ks é a taxa de decaimento por unidade de radiação solar recebida (cm²/cal) e Ī(t) é

intensidade de radiação solar incidente (cal/cm².h), que varia em função do tempo. Nes-

te experimento onde a taxa de diluição considerada foi de 1/100, as temperaturas varia-

ram entre 25 e 30ºC.

De acordo com os autores a influência da temperatura sobre as taxas de decaimen-

to, quando atua em conjunto com a radiação solar, é desprezível.

Considerando a ação luminosa, foram observadas diferentes relações de decai-

mento em função da faixa de radiação solar incidente. Para intensidades superiores a 10

cal/cm².h, a taxa de decaimento, em h-1 é dada por:

IkL 0789,03566,0 +−= (4.26)

Para valores de radiação inferiores ao valor acima mencionado, é dada a seguinte

relação:

IkL 065,006,0 +−= (4.27)

Com relação ao modelo proposto cabem algumas ressalvas. Não é levada em con-

sideração a influência da salinidade no decaimento de coliformes. Entretanto, supõe-se

que estes efeitos estejam implícitos nos fatores pré-determinados de diluição do esgoto

em água salgada. Apesar de ser evidenciado em alguns estudos, que sob a ação da luz

solar os efeitos da temperatura e salinidade são pouco significativos, o modelo apresen-

tado não considera explicitamente a ação da variação destes dois fatores em conjunto

com a radiação solar.

Na ausência de luminosidade, a equação TT 0283,037,2log 90 −= apresenta a va-

riação da taxa de decaimento apenas em função da temperatura. Entretanto, acredita-se

que o fator de diluição 1/100 utilizado neste experimento tenha representado os efeitos

da salinidade.

4.2.3.7. Modelo proposto por GUILLAUD et al. (1997)

Estes experimentos, conduzidos em laboratório, e em campo ao longo costa Francesa

atlântica e mediterrânea, avaliaram a influência da radiação solar sobre as taxas de deca-

87

imento de Escherichia coli. Segundo estes autores o T90 observado para bactérias do

grupo coliforme no ambiente aquático é dependente da ação da luz solar, que é função

da estação do ano, da latitude da região em estudo e da concentração de sólidos suspen-

sos na coluna d’água (SS) em mg/l. Este último é o fator diretamente responsável pela

penetração da radiação solar no meio líquido, sendo estabelecido para as águas locais a

seguinte relação com o coeficiente de extinção luminosa (k) em m-1.

799,0189,0 SSk = (4.28)

Entretanto, no sentido de comparar todos os modelos apresentados nesta seção, a

mensuração da perda de radiação solar com a profundidade será, em linhas gerais, quan-

tificada através da relação empírica com a profundidade de Secchi descrita no item

4.2.3.

Através dos experimentos aqui realizados, foi estabelecida a seguinte relação da

taxa de decaimento, expressa em horas pelo parâmetro T90, e a intensidade de radiação

solar atuante ao longo da espessura da pluma (Ī) em μE/m²h.

0,66690 53683T I −= (4.29)

Cabe ressaltar que o cálculo da taxa de decaimento em plumas de emissários sub-

marinos de esgotos tem como base um valor médio de radiação solar ao longo da espes-

sura da mesma. Outra importante observação a ser destacada é que na determinação da

equação acima foram considerados valores locais de temperatura e salinidade. Deste

modo, o modelo de decaimento proposto possui uma melhor adequação apenas para

ambientes que possuam características termohalinas similares aos locais onde foram

realizados os experimentos originais.

Neste trabalho foi verificado, para águas francesas em condições de baixa turbidez

e elevados índices de radiação solar, valores de T90 inferiores a 2 horas. Sob os mesmos

índices de radiação, porém em águas com níveis elevados de turbidez, foram observados

T90 superiores a 10 horas. Os maiores valores de T90 obtidos neste experimento foram de

aproximadamente 100 horas. Esta situação foi observada durante o inverno em condi-

ções de céu totalmente nublado e águas com elevados níveis de turbidez.

4.2.3.8. Modelo proposto por YANG et al. (2000)

Este modelo investiga, a partir de experimentos realizados em laboratório, o decaimento

de E. coli em função da diluição do esgoto em águas marinhas, radiação solar, salinida-

88

de e predação. Segundo os autores, em águas costeiras, os efeitos das variações da tem-

peratura sobre as taxas de decaimento não foram significativas.

Comparada aos demais fatores, a radiação solar foi a principal responsável pelo

decaimento de bactérias no ambiente marinho. Considerando a ação de microrganismos

predadores, foram verificados decaimentos de E. coli de três a cinco vezes superiores a

sistemas onde não havia a ação predatória. As taxas de decaimento observadas em am-

bientes sujeitos à ação de predadores apresentaram uma grande dispersão. Isto indica a

grande complexidade que envolve as cinéticas de decaimento de bactérias quando é

considerada a atividade predatória. Nos experimentos realizados foi observada uma in-

tensificação nos índices de mortalidade de E. coli na medida em que se aumentam os

níveis de salinidade e radiação solar. Isto é válido tanto na presença quanto na ausência

de microrganismos predadores.

A seguir são estabelecidas correlações considerando ou não a ação de predadores

nas taxas de decaimento de E. coli. Nas equações abaixo apresentadas, a taxa de decai-

mento k é dada em min-1, L corresponde a intensidade luminosa em Lux, S é a salinida-

de em ‰ e R é a diluição do esgoto em águas marinhas. A Tabela 20 a seguir mostra as

faixas de variação dos parâmetros utilizados neste experimento:

Tabela 20. Faixa de variação dos parâmetros utilizados nos experimentos realizados por YANG et al. (2000)

Parâmetro Faixa de variação Radiação solar (Lux) 0 – 20270 – 50000 – 79730 - 100000 Salinidade (‰) 0, 8, 20, 32 e 40 Diluição 1, 20, 50, 80 e 100

Considerando a ação de microrganismos predadores temos a seguinte relação:

SLk p372 10.4365,1104919,3108787,2 −−− ×+×+×−= (4.30)

Em sistemas onde não ocorre predação a taxa de decaimento é apresentada através

da equação seguinte:

3 7 4

4 12 2 9

6,5537 10 1,5299 10 1,5566 10

1,8111 10 1,6312 10 3,6222 10pk L S

L L R

− − −

− − −

= × + × + ×

− × + × + × (4.31)

A partir das duas relações acima estabelecidas, verifica-se que sob atividade pre-

datória os efeitos da diluição são irrelevantes. Além do mais, os respectivos coeficientes

de correlação (R²) das equações apresentadas, considerando ou não a ação de predado-

res, são respectivamente iguais a 0,8959 e 0,5045.

89

Os efeitos da radiação solar, salinidade e diluição sobre as taxas de decaimento

são mais bem representados em sistemas onde a atividade predatória é inexistente. Isto

pode ocorrer devido a efeitos aleatórios da existência de predadores em águas residuá-

rias, causando maiores variações nas taxas de decaimento, que não podem ser explica-

das unicamente através da ação conjunta destes três fatores. Além do mais, os micror-

ganismos predadores podem ser afetados por fatores ambientais tais como intensidade

luminosa e radiação solar. Com base no acima exposto, conclui-se que em virtude de

todas as incertezas relacionadas à atividade predatória e optando por uma modelagem

mais conservadora, é recomendado o uso de modelos que não contemplem a ação de

microrganismos predadores.

4.3. COMPARAÇÃO ENTRE OS MODELOS DE DECAIMENTO APRESENTADOS

Embora haja distinção entre gêneros de bactérias do grupo coliforme (CT, CF e E.coli)

em alguns dos modelos supracitados, isto não inviabiliza a comparação entre estes mo-

delos. De acordo com CABELLI, (1978) e MARAIS, (1974) apud SARIKAYA & SA-

ATÇI, (1995) as taxas de decaimento destes microrganismos são praticamente as mes-

mas. Adicionalmente, segundo NOBLE et al. (2004), os parâmetros físicos se sobre-

põem às diferenças genéticas entre as espécies de bactérias e os tipos de efluente.

A seguir é apresentada uma comparação entre os modelos de decaimento descritos

anteriormente, considerando condições ambientais idênticas. Apenas os modelos de

GAMESON & GOULD7 (1975) apud CHRISTOULAS & ANDREADAKIS (1995),

MANCINI (1978), ŠOLIC & KRSTULOVIC (1992) e SARIKAYA & SAATÇI (1995)

avaliam o decaimento de bactérias na ausência de luminosidade. A Tabela 21 a seguir

indica os cenários e parâmetros utilizados na comparação dos modelos descritos nos

itens supracitados. Os valores de salinidade e temperatura foram considerados respecti-

vamente iguais a 35‰ e 25ºC, e os valores de radiação solar foram calculados com base

na metodologia proposta por MARTIN e McCUTCHEON (1999), descrita no item 5 do

presente trabalho.

7 Estes autores propuseram o seguinte modelo para avaliar o decaimento de bactérias do grupo coliforme em água salgada e na ausência de radiação solar: Log T90 = 2,292 – 0,0295T, onde T corresponde à temperatura em °C.

90

Tabela 21. Cenários utilizados na comparação entre os diferentes modelos de decaimento.

Cenários Parâmetros Radiação solar verão céu totalmente claro Pluma superficial com espessura de 5 metros Radiação solar verão céu totalmente nublado Profundidade de Secchi =5 metros Ausência de radiação solar (noite) Coef. de proporcionalidade kl=0,32cm²/cal (E.coli)

A análise dos resultados obtidos através das diferentes equações apresentadas foi

baseada na estratégia de TUKEY (1977) (apud BUSSAB & MORETIN, 1987). Neste

caso cinco medidas são sugeridas: a mediana, os quartis e os valores extremos. Esta

estratégia considera como uma medida de dispersão alternativa a diferença entre o ter-

ceiro (Q3) e o primeiro quartil (Q1), denominada intervalo interquartil (dj). Este autor

considera que a área entre os pontos dados por (Q1 – 1,5 dj) e (Q3 + 1,5 dj) corresponde a

99,3% da distribuição. Com base nesta consideração os valores situados acima ou abai-

xo destes limites foram considerados discrepantes e, portanto, excluídos das análises

subseqüentes.

4.3.1. Avaliação dos modelos considerando a influência da radiação solar

A Tabela 22 apresenta valores horários do parâmetro T90 para as condições de ve-

rão com céu claro e totalmente nublado. Mais uma vez vale ressaltar, que no cálculo dos

valores de T90 para cada hora dia foram consideradas, para cada uma dos modelos, con-

dições idênticas de salinidade, temperatura e radiação solar.

Tabela 22. Valores do parâmetro T90, em horas, para as condições de verão com céu claro e totalmente nublado.

Verão céu totalmente nublado Hora do dia

Modelo/Autor 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Bellair et al 14.2 7.5 5.9 5.1 4.6 4.4 4.3 4.3 4.4 4.8 5.3 6.4 9.2 Chamberlin & Mitchell 28.5 2.0 1.1 0.8 0.6 0.5 0.5 0.5 0.6 0.7 0.9 1.3 3.2 Mancini 20.2 10.0 6.5 4.9 4.1 3.6 3.5 3.5 3.8 4.4 5.4 7.5 13.1 Solic & Krstulovic 32.4 28.1 24.3 21.2 18.8 17.4 16.7 16.9 17.9 19.7 22.3 25.7 30.1 Canteras et al 9.6 5.9 4.2 3.3 2.8 2.5 2.4 2.4 2.6 2.9 3.6 4.7 7.2 Sarikaya & Saatçi 20.6 7.8 4.8 3.5 4.1 3.4 3.1 3.2 3.6 4.7 3.9 5.6 11.1 Guillaud et al 18.9 6.9 4.7 3.7 3.2 2.9 2.8 2.8 3.0 3.3 4.0 5.3 9.4

Verão céu claro

Hora do dia

Modelo/Autor 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 Bellair et al 9.4 4.9 3.8 3.3 3.0 2.8 2.7 2.8 2.9 3.1 3.4 4.1 6.2 Chamberlin & Mitchell 3.4 0.7 0.4 0.3 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.3 0.5 1.3 Mancini 13.7 4.6 2.7 1.9 1.6 1.4 1.3 1.3 1.5 1.7 2.2 3.3 7.2 Solic & Krstulovic 30.3 20.4 13.3 8.9 6.4 5.0 4.5 4.7 5.5 7.3 10.5 16.0 25.3 Canteras et al 7.4 3.1 1.9 1.4 1.1 1.0 1.0 1.0 1.1 1.2 1.6 2.3 4.5 Sarikaya & Saatçi 11.7 5.3 2.1 1.3 1.0 0.9 0.8 0.8 0.9 1.1 1.6 2.8 5.3 Guillaud et al 9.9 3.5 2.3 1.8 1.6 1.4 1.4 1.4 1.5 1.7 2.0 2.7 5.1

91

Com base na Tabela 22 acima e com auxílio da Figura 24, verifica-se que tanto no

inverno quanto no verão o modelo de ŠOLIĆ & KRSTULOVIĆ (1992) apresenta valo-

res de T90 superiores ao limite dado por (Q3 + 1,5 dj). Este limite é indicado pela linha

cheia superior na figura seguinte. Os resultados obtidos por intermédio deste modelo

constituem um conjunto de valores discrepantes e, portanto, serão desconsiderados nas

análises seguintes.

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18Hora do dia

T90

(hor

as)

Bellair et alChamberlin & MitchellManciniSolic & KrstulovicCanteras et alSarikaya & SaatçiGuillaud et alQ3 + 1.5(Q3-Q1)Q1 - 1.5(Q3-Q1)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18Hora do dia

T90

(hor

as)

Bellair et alChamberlin & M itchellM anciniSolic & KrstulovicCanteras et alSarikaya & SaatçiGuillaud et alQ3 + 1.5(Q3-Q1)Q1 - 1.5(Q3-Q1)

Figura 24. Dispersão dos valores do parâmetro T90 para o período de verão, considerando os modelos de Bellair et

al., Chamberlin & Mitchell, Mancini, Solic e Krstulovic, Canteras et al.,Sarikaya & Saatçi e Guillaud et al . A estampa superior representa a condição de céu claro e a estampa inferior representa a condição de céu totalmente nublado.

De maneira similar à análise feita acima, comparando os modelos remanescentes,

verifica-se na Figura 25 que os valores horários de T90 calculados pelos modelos de

BELLAIR et al. (1977) e CHAMBERLIN & MITCHELL (1978), respectivamente para

as condições de céu claro e totalmente nublado, situam-se em grande parte fora dos li-

mites dados pela linha inferior (Q1 – 1,5 dj) e pela linha superior (Q3 + 1,5 dj). Além do

92

mais os resultados apresentados por CHAMBERLIN & MITCHELL (1978) dependem

do coeficiente de proporcionalidade8 kl (cm²/cal) que está relacionado à sensibilidade de

um microrganismo específico à luminosidade. A formulação apresentada por estes auto-

res deve ser utilizada com cautela, considerando que este coeficiente, além de ter sido

obtido a partir de poucos experimentos de campo e laboratório, possui uma grande vari-

abilidade em seus valores para um mesmo tipo de microrganismo. Tal fato acarreta uma

grande dispersão dos valores das taxas de decaimento, mesmo considerando condições

idênticas de salinidade, temperatura e radiação solar.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18Hora do dia

T90

(hor

as)

Bellair et al

Chamberlin & Mitchell

Mancini

Canteras et al

Sarikaya & Saatçi

Guillaud et al

Q3 + 1.5(Q3-Q1)

Q1 - 1.5(Q3-Q1)

0

5

10

15

20

25

30

6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18Hora do dia

T90

(hor

as)

Bellair et al

Chamberlin & Mitchell

Mancini

Canteras et al

Sarikaya & Saatçi

Guillaud et al

Q3 + 1.5(Q3-Q1)

Q1 - 1.5(Q3-Q1)

Figura 25. Dispersão dos valores do parâmetro T90 para o período de verão, considerando os modelos de Bellair et

al., Chamberlin & Mitchell, Mancini, Canteras et al, Sarikaya & Saatçi e Guillaud et al . A estampa superi-or representa a condição de céu claro e a estampa inferior representa a condição de céu totalmente nu-blado.

Em relação aos valores apresentados na Tabela 22 pode ser observado que o mo-

delo proposto por CHAMBERLIN & MITCHELL (1978) apresenta valores subestima-

8 Maiores detalhes a respeito deste coeficiente de proporcionalidade estão apresentados no item 4.2.3.2

93

dos, enquanto que as equações de BELLAIR et al (1977), fornecem valores superesti-

mados. Com base nisto e a partir da análise descrita anteriormente, baseada no intervalo

interquartil, estes dois modelos serão desconsiderados na análise seguinte.

Os valores de T90 apresentados na Tabela 22, calculados pelos modelos remanes-

centes de MANCINI (1978), CANTERAS et al. (1995), SARIKAYA & SAATÇI

(1995) GUILLAUD et al. (1997), situam-se entre os limites estatísticos estabelecidos

por (Q1 – 1,5 dj) e (Q3 + 1,5 dj). A Figura 26 corrobora esta afirmativa. Com base nesta

análise conclui-se que estes modelos apresentam uma boa correlação no cálculo dos

valores de T90.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18Hora do dia

T90

(hor

as)

Mancini

Canteras et al

Sarikaya & Saatçi

Guillaud et al

Q3 + 1.5(Q3-Q1)

Q1 - 1.5(Q3-Q1)

0

5

10

15

20

25

30

6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18Hora do dia

T90

(hor

as)

Mancini

Canteras et al

Sarikaya & Saatçi

Guillaud et al

Q3 + 1.5(Q3-Q1)

Q1 - 1.5(Q3-Q1)

Figura 26. Dispersão dos valores do parâmetro T90 para o período de verão, considerando os modelos de Mancini,

Canteras et al, Sarikaya & Saatçi e Guillaud et al . A estampa superior representa a condição de céu cla-ro e a estampa inferior representa a condição de céu totalmente nublado.

Outra consideração a ser feita com relação a estes quatro modelos é que os valores

de T90 fornecidos na Tabela 22 apresentam algumas consistências. Sob a condição de

céu claro, os valores do parâmetro T90 obtidos através do modelo de MANCINI (1978)

94

são muito próximos dos valores encontrados através do modelo de GUILLAUD et al.

(1997). A mesma semelhança foi observada entre os valores obtidos através das equa-

ções de CANTERAS et al. (1995), SARIKAYA & SAATÇI (1995). Considerando a

condição de céu totalmente nublado, as equações de MANCINI (1978) estão mais bem

correlacionadas com as equações de SARIKAYA & SAATÇI (1995), enquanto que as

equações de GUILLAUD et al. (1997) estão mais bem correlacionadas com equações

de CANTERAS et al. (1995). Dentre os quatro modelos apresentados, o de MANCINI

(1978) em conjunto, respectivamente, com GUILLAUD et al. (1997) para condição de

céu claro e com SARIKAYA & SAATÇI (1995) para céu totalmente nublado, fornece

valores de T90 ligeiramente superiores.

Mesmo sendo observada uma boa correlação entre os resultados dos modelos de

MANCINI (1978), CANTERAS et al. (1995), SARIKAYA & SAATÇI (1995) e

GUILLAUD et al. (1997), são feitas as seguintes considerações:

• Apesar da pouca relevância das variações de temperatura e salinidade, quando em conjunto com a radiação solar, o modelo de GUILLAUD et al. (1997) não contempla as variações de temperatura e salinidade nas taxas de decaimento. De maneira similar, o modelo de SARIKAYA & SAATÇI (1995) contempla apenas variações de temperatura;

• Os modelos de MANCINI (1978) e CANTERAS et al. (1995) consideram a influência da ação conjunta da radiação solar, temperatura e salinidade no decaimento bacteriano. Entretanto, os valores de T90 obtidos por MANCINI (1978) são ligeiramente superiores aos valores obtidos por CANTERAS et al. (1995), o que contribui a favor da segurança na avaliação da pluma de coliformes no ambiente marinho.

4.3.2. Avaliação dos modelos na ausência de radiação solar

Os valores de T90 calculados com base nas formulações apresentadas no item 4.2.3 para

o período noturno estão apresentados na Tabela 23 abaixo.

Tabela 23. Valores calculados do parâmetro T90,, em horas, para o período noturno.

Gameson & Gould (1975)

Mancini (1978)

Solic & Krstulovic (1992)

Sarikaya & Saatçi (1995)

35,9 28,5 46,4 46,0

A partir da observação destas taxas de decaimento, são feitas as seguintes

ressalvas:

• A variação do decaimento com a temperatura apresentada por SOLIC & KRSTULOVIC foi obtida por apenas cinco pontos amostrais, o que constitui uma amostragem pouco satisfatória;

95

• A variação do decaimento com a temperatura apresentada por SARIKAYA & SAATÇI, muito semelhante à proposta por GAMESON & GOULD (1975), além de ter sido obtida por apenas seis pontos amostrais possui uma correlação pouco significativa (R² = 0,69).

• Os valores apresentados por Mancini, apesar de aparentarem estar subestimados em relação aos demais, foram obtidos de uma grande base de dados consistente proveniente de experimentos realizados em campo e laboratório. Os valores apresentados por este autor apresentam consistências com medições “in situ” realizadas por BELLAIR et al. (1977).

4.3.3. Considerações gerais

A avaliação do decaimento de bactérias indicadoras de contaminação fecal no

ambiente marinho e em águas costeiras é um assunto de extrema complexidade devido

ao grande número de variáveis envolvidas neste processo. Além do mais, a concentra-

ção de bactérias indicadoras em águas residuárias pode variar em algumas ordens de

grandezas. O grau de incerteza relacionado à concentração inicial de microrganismos

lançados no ambiente marinho pode tornar irrelevante tanto o tipo de modelo, quanto o

microrganismo utilizado na avaliação da qualidade das águas. Entretanto, o uso de mo-

delos analíticos de decaimento é de grande utilidade no sentido de se obter uma estima-

tiva das taxas de decaimento de microrganismos indicadores de contaminação fecal no

meio líquido. Considerando as análises referentes aos modelos aqui apresentados, foram

considerados satisfatórios os resultados fornecidos pelos modelos de MANCINI (1978),

CANTERAS et al. (1995) e SARIKAYA & SAATÇI (1995) e GUILLAUD et al.

(1997).

A análise proposta neste trabalho avalia diferentes modelos de decaimento

bacteriano, com a finalidade de fornecer subsídios para modelagem da pluma efluente

de emissários submarinos. Esta análise permitiu verificar quais dos modelos apresentam

uma boa correlação entre os valores de T90 calculados. Com base nesta análise, foi

recomendado, o modelo de Mancini (1978) na determinação das taxas de decaimento

bacteriano. Dentre todos os modelos apresentados, é um dos poucos que avalia o

decaimento bacteriano durante o período noturno, considerando a influência conjunta da

temperatura e salinidade. Além do mais, este modelo fornece resultados diurnos da taxa

de decaimento bacteriano consistentes quando comparados a medições realizadas em

campo (CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978, CANTERAS et al., 1995, ROBERTS,

1989, GUILLAUD et al., 1997).

96

4.4. RELAÇÃO ENTRE AS TAXAS DE DECAIMENTO DE COLIFORMES E ENTEROCOCOS

Mesmo considerando neste trabalho bactérias do grupo coliforme como indicadores

preferenciais de contaminação fecal, procurou-se alternativamente estabelecer taxas de

decaimento também para enterococos.

A partir dos trabalhos de BRAVO & VICENTE (1992), FUJIOKA et al. (1981),

BORDALO et al. (2002), BORREGO et al. (1983), ALKAN et al. (1995) e NOBLE et

al. (2004) foram estabelecidas relações entre as taxas de decaimento de coliformes ter-

motolerantes (fecais) e enterococos. A Tabela 24 seguinte apresenta estas relações tanto

na presença, quanto na ausência de radiação solar (RS).

Tabela 24. Relações entre as taxas de decaimento entre coliformes termotolerantes (fecais) e enterococos.

Bravo & Vicente (1992)

Bordalo et al. (2002)

Fujioka et al. (1981)

Alkan et al. (1995)

Borrego et al.

(1983)

Noble et al.

(2004) CF/SF

(com RS) 0,51 0,70 0,50 ~ 1 0,43 1,8

CF/SF (sem RS)

- 0,67 0,58 - - 0,63

Considerando a faixa de valores das relações entre as taxas de decaimento, foram

determinados os limites que compreendem 99,3% de uma distribuição normal. Sob ação

da radiação solar, estes limites inferiores e superiores, respectivamente determinados

por (Q1 – 1,5 dj) e (Q3 + 1,5 dj), correspondem a 0 e 1,6. Com base nisto, o valor de 1,8

fica descartado por estar fora desta distribuição. Na ausência de radiação solar, todos os

valores da relação entre as taxas de decaimento estão compreendidos dentro dos limites

supracitados.

Alternativamente, com objetivo de poder ser incluída na modelagem a avaliação

de qualidade de águas, considerando enterococos como indicadores de contaminação

fecal, procurou-se determinar um valor médio para relação entre as taxas de decaimento

destes microrganismos e coliformes termotolerantes (fecais) tanto na presença quanto na

ausência de radiação solar. Para ambas as condições determinou-se uma valor médio

correspondente a 0,63. Com isto, a taxa de decaimento para enterococos pode ser de-

terminada a partir da sua relação com a taxa de decaimento de coliformes termotoleran-

tes (fecais), calculada através de um dos modelos recomendados anteriormente.

97

5. RADIAÇÃO SOLAR A intensidade de radiação (ou radiância) refere-se a quantidade de energia radiante num

intervalo unitário de comprimento de onda que, atravessa na unidade de tempo, uma

unidade de área. Conhecendo-se a radiância, pode-se determinar a densidade de fluxo de

radiação. Esta grandeza, integrada em todo seu espectro, representa a quantidade de

energia radiante que passa através de certo plano na unidade de tempo e de área. No

Sistema Internacional de Unidades, a unidade de densidade de fluxo de radiação é

W/m2. Em estudos de radiação atmosférica há uma terminologia própria pra distinção

entre a densidade de fluxo incidente em uma superfície e a densidade de fluxo emitido

pela mesma. O termo Emitância Radiante de uma superfície se refere à densidade de

fluxo de radiação emitido por essa superfície. Já a densidade do fluxo de radiação inci-

dente sobre esta mesma superfície é denominada Irradiância (VIANELLO & ALVES,

2000).

O Sol é uma esfera de gases incandescentes composta principalmente por átomos

de hidrogênio e hélio. A energia cinética destes corresponde a milhões de graus no cen-

tro da estrela e vai diminuindo até a fotosfera onde a energia dos átomos equivale, em

média a aproximadamente 5770 graus Kelvin. A fotosfera emite uma radiação em torno

de 72 milhões de watts por metro quadrado, numa esfera com 650.000 km de raio. Ao

deslocar-se no espaço, com a velocidade da luz, essa energia deve repartir-se em esferas

concêntricas de raio cada vez maior. Ao chegar à órbita terrestre, a 149,5 milhões de

quilômetros do centro do Sol, esta energia, que correspondente a constante solar, possui

um valor em torno de 1367 w/m2.

5.1. VARIAÇÕES NA QUANTIDADE DE ENERGIA SOLAR INCIDENTE NA ATMOSFERA

As variações quanto a quantidade de energia recebida dependem de alguns fatores des-

critos a seguir:

Variações na constante solar: A Constante Solar varia com a distância entre a terra e o

sol. Esta variação de distância ocorre ao longo dos dias do ano em função da órbita elíp-

tica da terra em relação ao sol. Entretanto, cabe ressaltar que estas variações são muito

pequenas uma vez que a órbita da terra é praticamente circular. A excentricidade da

órbita terrestre é de 0,0167. No periélio a Terra se encontra mais próxima ao sol a uma

98

distância de 0,983 UA9, enquanto que no afélio a Terra, em sua posição mais distante,

está a 1,017 UA do sol. O periélio, é atingido aproximadamente em 3 de janeiro e o afé-

lio, em aproximadamente 4 de julho.

Latitude e estações do ano: A latitude e as estações do ano influenciam a quantidade

de radiação incidente em uma determinada localidade na superfície terrestre. Estes dois

fatores serão responsáveis por variações na declinação solar em um ponto qualquer no

planeta. Quanto mais perpendicular for a incidência de radiação maior será a quantidade

de radiação recebida.

O nosso planeta, em seu movimento anual em torno do Sol, descreve em trajetória

elíptica num plano que é inclinado em aproximadamente 23,5º com relação ao plano

equatorial. Esta inclinação é responsável pela variação da elevação do Sol no horizonte

em relação à mesma hora, ao longo dos dias do ano. A posição angular do Sol, ao meio

dia solar, em relação ao plano do Equador é chamada de Declinação Solar (δ). Este ân-

gulo ilustrado na figura a seguir varia entre -23,45 e 23,45º.

Figura 27. Órbita da Terra em torno do Sol, com seu eixo N-S inclinado de um ângulo de 23,5o. As estações do ano

descritas na ilustração referem-se ao hemisfério sul (http://cdcc.sc.usp.br/cda).

Em qualquer época do ano, as condições que ocorrem no hemisfério sul, em ter-

mos de luminosidade e temperatura, são opostas às que ocorrem no hemisfério norte.

As posições da Terra relativas ao Sol são conhecidas como Solstícios. O Solstício

de Verão refere-se ao hemisfério voltado para o Sol e o Solstício de Inverno ao hemisfé-

rio voltado contra o Sol. (Note que um mesmo solstício é chamado de Solstício de In-

9 A unidade astronômica (UA) é uma unidade de distância, aproximadamente igual à distância média entre a Terra e o Sol. É bastante utilizada para descrever a órbita dos planetas e outros corpos celestes no âmbito da astronomia planetária, valendo aproximadamente 150 milhões de quilômetros (149,597,870 km).

99

verno em um hemisfério enquanto é chamado de Solstício de Verão no outro hemisfério

e vice-versa).

A maior incidência de radiação solar no hemisfério sul ocorre durante o solstício

de verão, entre os dias 21 e 22 de Dezembro. A Figura 28 a seguir ilustra a incidência

dos raios solares sobre o hemisfério sul durante este período.

Figura 28. Incidência de raios solares no hemisfério sul durante o verão (fonte: internet10). A estampa da direita

ilustra uma imagem da terra, como se vista do sol, durante o solstício de verão (fonte: internet11). Com base nesta imagem pode ser observada uma incidência praticamente perpendicular dos raios solares so-bre a latitude de 23,5° S.

De maneira análoga, a Figura 29 indica que o hemisfério sul experimenta menor

incidência de radiação solar durante o solstício de inverno, entre os dias 21 e 22 de ju-

lho.

Entre os Solstícios temos posições intermediárias, conhecidas como Equinócios,

onde os dois hemisférios estão simetricamente dispostos em relação ao Sol. Com rela-

ção ao hemisfério sul, os equinócios de primavera e de outono ocorrem respectivamente

nos dias 22 de Setembro e 21 de Março. O Equinócio de Primavera refere-se ao hemis-

fério que está indo do Inverno para o Verão e Equinócio de Outono ao hemisfério que

está indo do Verão para o Inverno. A Figura 30 seguinte ilustra a posição de equinócio.

10 www.cempem.fae.unicamp.br/lapemmec/cursos/el654/2001/juliana_e_vera/EL654/estacoes.htm 11 www.fourmilab.ch/cgi-bin/Earth

100

Figura 29. Incidência de raios solares no hemisfério norte durante o verão (fonte: internet6). A estampa da direita

ilustra uma imagem da terra, como se vista do sol, durante o solstício de verão (fonte: internet7). Com ba-se nesta imagem pode ser observada uma incidência praticamente perpendicular dos raios solares sobre a latitude de 23,5° N.

Figura 30. Incidência de raios solares durante o equinócio (fonte: internet12). A estampa da direita ilustra uma ima-

gem da terra, como se vista do sol, durante o equinócio (fonte: internet13). Com base nesta imagem pode ser observada uma incidência praticamente perpendicular dos raios solares sobre o equador.

No que diz respeito ao comprimento do dia, o maior dia do ano ocorre no solstício

de verão, a maior noite do ano acontece no solstício de inverno, e a duração do dia e da

noite é igual nos equinócios.

5.2. A DISPERSÃO DA ENERGIA SOLAR PELA ATMOSFERA

O padrão de distribuição da insolação é ligeiramente alterado sobre a superfície terrestre

devido principalmente ao efeito da atmosfera, pois esta possui o efeito de adsorver, re-

fletir, difundir a re-irradiar e energia solar.

12 www.observarvatorio.ufmg.br/pas44 13 www.fourmilab.ch/cgi-bin/Earth

101

A terra e a atmosfera se aquecem absorvendo radiação de ondas curtas emitidas

pelo sol e emitem energia para o espaço energia em ondas longas. A maneira como a

atmosfera se comporta em relação às radiações de ondas curtas e longas controla, em

grande parte, o seu intercâmbio de energia com a superfície terrestre. O vapor d’água e

o gás carbônico absorvem parte da radiação solar de ondas curtas, mas absorvem em

maior quantidade as ondas longas, emitidas pela terra. De fato, o vapor d’água e o gás

carbônico absorvem a maioria das radiações feitas pela superfície terrestre. Esses gases

re-emitem radiação de modo que parte da energia perdida pela superfície lhe é devolvi-

da. Deste modo, a superfície terrestre recebe energia tanto do sol, quanto da atmosfera.

Esta funciona como um manto invisível que protege e mantém aquecida a superfície

terrestre, retendo e devolvendo parte da energia que flui da superfície.

O sistema Terra-atmosfera absorve aproximadamente 70% da energia emitida pe-

lo sol. Os 30% restantes são refletidos de volta ao espaço sem sofrer absorção alguma.

Dos 70% dos raios incidentes que penetram no sistema, 51% são absorvidos pela super-

fície terrestre e 19% são absorvidos pela atmosfera na forma de ondas curtas.

Um importante fator no processo de radiação – absorção – irradiação da superfície

do planeta está ligado ao albedo das diferentes áreas da superfície terrestre. A energia

refletida pela atmosfera é denominada de albedo planetário. Albedo é a capacidade da

reflexão da radiação solar sem que ocorra absorção. Cada área do planeta apresenta um

albedo específico percentual. Quanto maior for o poder de reflexão de uma superfície

maior será seu albedo.

Na atmosfera existem alguns gases minoritários, presentes em pequenas quantida-

des se compararmos com a massa de ar, mas que produzem efeitos consideráveis de

absorção da radiação solar. O mecanismo de absorção de cada um destes gases é descri-

to a seguir:

Ozônio (O3): Produzido principalmente na alta atmosfera, entre 25 e 50 km de altitude,

através de uma reação fotoquímica: raios solares no ultravioleta são absorvidos por uma

molécula de oxigênio O2, que fica excitada e é capaz de combinar-se com outra molécu-

la de oxigênio, produzindo a seguinte reação:

O2 + O2 → O3 + O

O átomo de oxigênio livre (O) é muito ativo quimicamente, e termina combinando-se

com uma molécula de O2 para formar mais uma de ozônio. Perto da superfície, a con-

centração é da ordem de 30-50 ppb, aumentando até 2000 ppb na estratosfera.

102

Vapor d’água (H2O): Está presente em proporções variando de 15 a 20 g por cada kg

de ar. É capaz de absorver radiação em várias faixas no infravermelho próximo, com-

preendidas em comprimentos de onda maiores que 0,8 µm.

Dióxido de carbono (CO2): Está presente em concentração constante na atmosfera, em

torno de 350 ppm, até pelo menos 80 km de altitude. Ele também absorve radiação solar

em várias bandas de absorção no infravermelho próximo.

O efeito combinado destes três gases é capaz de absorver mais de 15% da radia-

ção solar antes dela chegar à superfície terrestre. Dentre estes gases, o ozônio atua, prin-

cipalmente, na região ultravioleta e os outros dois atuam na faixa infravermelha do es-

pectro. A curva ilustrada na Figura 31 abaixo é uma densidade espectral que correspon-

de a irradiância por unidade de comprimento de onda, dada por w/m2.micron. As áreas

em azul mostram as bandas de absorção dos diferentes gases atmosféricos.

Figura 31. Distribuição espectral da radiação solar (fonte: internet14).

Além destes gases existem outras partículas em suspensão na atmosfera, denomi-

nadas aerossóis, que também são capazes de absorver e/ou dispersar radiação solar. Seu

efeito é notável quando associado a fenômenos da intensidade de uma queimada em

florestas, ou em regiões com altos índices de poluentes dispersos no ar.

Os efeitos da nebulosidade por sua vez exercem um importante papel na absorção

e reflexão da luz solar. As nuvens são suspensões de gotículas ou de cristais de gelo.

Como tais, podem ser consideradas como um aerossol concentrado no espaço. Suas par-

tículas têm alto poder refletor, e no infravermelho próximo são bons absorventes de

14 www.cptec.inpe.br/satelite/metsat/pesquisa/radsat/rad/fig2.jpg

103

radiação solar. Podem variar desde cirrus, que são nuvens planas semitransparentes,

com pouca espessura, grandes extensões horizontais, e situadas em altitudes elevadas,

até cumulonimbus. Estas são nuvens com grande desenvolvimento vertical e ocupam

áreas relativamente restritas, com grande poder refletivo no seu topo e lateralmente. As

nuvens variam continuamente de forma e tamanho, e são as grandes moduladoras da

energia solar que chega à superfície. Considerando sua distribuição sobre o globo terres-

tre, elas provocam reflexão, em média, de 25-30% da radiação solar que chega ao plane-

ta.

5.3. O ESPECTRO SOLAR

O sol funciona como uma imensa fonte de calor. Neste imenso astro incandescente íons

de hidrogênio se fundem produzindo hélio e liberando uma enorme quantidade de ener-

gia na forma de radiação eletromagnética. O processo de fusão ocorre através da seguin-

te reação:

4H (massa: 4 x 1,008 = 4,032) fusão 1He (massa: 4,003)

A perda de 0,029 unidades de massa é liberada como espectro contínuo de energia

constituído de diferentes radiações, conforme o espectro eletromagnético ilustrado na

Figura 32 a seguir.

A energia é inversamente proporcional ao comprimento de onda. Maiores com-

primentos de onda possuem menos energia do que menores comprimentos de onda. A

sensibilidade do olho humano se restringe a uma pequena faixa de comprimento de on-

da que está situada entre 4.10-5 cm, correspondente a cor violeta, e 7,4.10-5 cm, corres-

pondente a cor vermelha.

A radiação solar chega a terra em todos os comprimentos de onda, mas principal-

mente entre ou 0,2-3 micra (2.10-5 - 3.10-4 cm). O máximo de emissão se verifica no

comprimento de onda de 0,48 micra (4,8.10-5 cm).

104

Figura 32. O espectro eletromagnético

5.4. MODELO MATEMÁTICO PARA O CÁLCULO DA RADIAÇÃO SOLAR

A quantificação da radiação solar é de extrema relevância na modelagem do decaimento

bacteriano em águas marinhas. Além da medição direta, a intensidade da radiação solar

pode ser determinada matematicamente. Na determinação dos valores horários de radia-

ção solar foi implementado um modelo para o cálculo da radiação a partir da metodolo-

gia proposta por MARTIN & McCUTCHEON (1999). Este modelo considera no calcu-

lo da radiação a variação de parâmetros geográficos, sazonais, meteorológicos. Os pri-

meiros dois parâmetros são representados pela latitude do local em que é realizado o

estudo, e pelas estações do ano que irão influenciar o ângulo de incidência dos raios

solares sobre a superfície terrestre. O terceiro parâmetro é representado pela condição

de cobertura nebulosa. Os dados de entrada do modelo são: data; latitude, longitude e

altitude da região em questão; temperatura de ponto de orvalho; hora do dia e percentual

de cobertura de nuvens.

A utilização de um modelo matemático para o cálculo da radiação solar torna mais

versátil a entrada de dados para o modelo de decaimento bacteriano. Caso contrário se-

ria necessário a utilização de séries temporais que contemplassem valores medidos de

radiação em cada local em que o estudo fosse realizado. A validação do modelo propos-

to foi feita através da comparação entre valores calculados pelo modelo com medições

de campo realizadas pelo IEAPM – Instituto de Estudos do Mar Almirante Paulo Morei-

ra, no município de Arraial do cabo – RJ. Os dados fornecidos compreendem medições

de radiação solar realizadas nos períodos discriminados na tabela abaixo.

105

Tabela 25. Períodos dos dados de radiação fornecidos pelo IEAPM

Datas dos períodos de medição de radiação solar 20/07/1989 – 24/07/1989 Inverno 13/10/1989 – 16/10/1989 Primavera 06/01/1990 – 13/01/1990 Verão

A Figura 33, Figura 34 e Figura 35 ilustram, respectivamente, a comparação entre

os valores medidos e os calculados pelo modelo, para os períodos correspondentes ao

inverno, primavera e verão.

0

200

400

600

800

1000

1200

20/7/89 7:00 21/7/89 7:00 22/7/89 7:00 23/7/89 7:00 24/7/89 7:00

Data

Rad

_Sol

ar (W

/m²)

MedidoCalculado

Figura 33. Comparação entre dados de radiação solar medidos, e calculados pelo modelo. Medições realizadas

durante o inverno de 1989 pelo IEAPM – Arraial do Cabo – RJ.

0

200

400

600

800

1000

1200

13/10/89 6:00 14/10/89 6:00 15/10/89 6:00 16/10/89 6:00

Data

Rad

_Sol

ar (W

/m²)

MedidoCalculado


durante a primavera de 1989 pelo IEAPM – Arraial do Cabo – RJ.

106

0

200

400

600

800

1000

1200

6/1/90 5:00 8/1/90 5:00 10/1/90 5:00 12/1/90 5:00

Data

Rad

_Sol

ar (W

/m²)

MedidoCalculado


durante o verão de 1990 pelo IEAPM – Arraial do Cabo – RJ.

Os dados fornecidos pelo IEAPM não indicam o percentual de cobertura nebulosa.

No sentido de se obter uma comparação inicial entre dados calculados pelo modelo e os

dados medidos, foi considerado como dado de entrada no modelo, percentual zero de

cobertura nebulosa. A Figura 33 e a Figura 35 referentes ao período de inverno e verão,

respectivamente, apresentam uma boa concordância entre os valores calculados pelo

modelo e os valores obtidos através de medições de campo. Isto se deve basicamente a

semelhança entre o percentual de cobertura de nuvens existente nos dias de medição e o

adotado no modelo de radiação.

A diferença entre os valores calculados e medidos, observada na Figura 34, parece

estar relacionada em grande parte à inexistência da informação do percentual de cober-

tura de nuvens no dia 13/10/89 nos dados do IEAPM. Se neste dia for adotada no mode-

lo a condição de céu totalmente encoberto, isto é, 100% de cobertura nebulosa, verifica-

se um ajuste entre os dados medidos e calculados. A partir desta consideração, uma boa

correlação entre valores medidos e calculados pode ser observada na Figura 36. Com

base nisto conclui-se que modelo adotado para o cálculo da radiação solar apresenta

uma boa capacidade previsiva, para diferentes condições de cobertura de nuvens.

107

0

200

400

600

800

1000

1200

13/10/89 6:00 14/10/89 6:00 15/10/89 6:00 16/10/89 6:00

Data

Rad

_Sol

ar (W

/m²)

MedidoCalculado

Figura 36. Comparação entre dados de radiação solar medidos, e calculados pelo modelo especificamente para o

dia 13/10/89. Foi considerada no modelo a condição de cobertura de nuvens equivalente a 100%.

Outro ponto a ser considerado na validação do modelo, é a variação sazonal da ra-

diação solar de acordo com as estações do ano. Com base na análise da Figura 33,

Figura 34 e Figura 35 pôde ser verificada a atenuação na intensidade de radiação solar

incidente durante a transição do verão para o inverno. Tal diminuição de intensidade é

função do aumento da declinação da terra em relação à incidência dos raios solares, que

ocorre no hemisfério sul durante o inverno. Com base nas avaliações acima descritas,

devido a boa concordância entre os dados medidos e calculados considerando diferentes

condições meteorológicas e sazonais, optou-se pela da metodologia de cálculo da radia-

ção solar proposta por MARTIN E McCUTCHEON (1999), descrita detalhadamente a

seguir.

A contribuição significativa da validação deste modelo é que passa a não ser ne-

cessária a obtenção de dados de campo de radiação solar que devem ser obtidos para

cada localidade em particular.

Descrição das equações do modelo para o cálculo da radiação solar:

A quantidade de radiação solar que incide na superfície da terra pode ser estimada por:

astSW CRaHH )1(0 −= (5.1)

onde H0 é a quantidade de radiação incidente no topo da atmosfera, at fator de transmis-

são de radiação solar através da atmosfera, Rs é o coeficiente de reflexão e Ca é a parce-

la de radiação solar que passa pelas nuvens. Cada item da equação acima será discutido

separadamente a seguir.

108

Radiação no topo da atmosfera (H0)

( ) ( )[ ] Γ⎭⎬⎫

⎩⎨⎧

−⎟⎠⎞

⎜⎝⎛+⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛= if

sc hhr

HH sensencos

180cos12sen

180sen20 δπθ

πδπθ (5.2)

Os termos apresentados nesta equação são os seguintes:

Hsc = Constante solar. Varia em função de alguns fatores descritos anteriormente. O valor da constante empregada neste modelo foi de 1390 W/m2 ou 116,36 cal/cm²m

r = Distância relativa entre a terra e o sol:

( )⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −+= yDr 186

3652cos017,01 π

→ Dy – dia juliano

θ = Latitude da localidade em graus δ = Declinação da terra em radianos:

( )⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −= yD172

3652cos

18045,23 ππδ → Dy – dia juliano

hi=

hf =

Ângulo horário solar, em radianos, no início do período no qual H0 está sendo calculado:

( )( ) ( )π+⎥⎦⎤

⎢⎣⎡ +Δ−−π

= 212112

bathh sri

Ângulo horário solar, em radianos, no final do período no qual H0 está sendo calculado:

( ) ( )π+⎥⎦⎤

⎢⎣⎡ +Δ−π

= 21212

bathh srf

hr corresponde à hora do dia que varia de 1 a 24 e os coeficientes a e b são considerados como:

121121>−=

≤=

r

r

haha

p/p/

001

21

=<=

>−=

bbb

contráriocaso][se

acimaeqsnas][entretermoose π

O parâmetro Δt é numericamente equivalente à fração de hora requerida pelo sol para cruzar o céu entre o meridiano padrão e o meridiano local, sendo dado por:

( )mlmpa

s LLEt −=Δ15

Ea = -1 para longitude oeste e Ea = 1 para longitude leste. Lmp = Longitude padrão, segundo fusos horários padrões.

Lml = Longitude local Γ= Fator de correção para exposição diurna de radiação solar. Este parâmetro zera os valores de radia-

ção solar para horários maiores que o de poente e menores que o de nascente. Os horários de nas-cente e poente podem ser dados através das seguintes equações:

242

12cos

180cos

sen180

sencos12 1

+Δ+−=

+Δ+⎟⎟⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜⎜⎜

⎝

⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

−= −

spn

sp

ttt

ttδπθ

δπθ

π

109

Fator de transmissão de radiação solar através da atmosfera (at)

A fração da radiação que alcança a superfície d’água após redução por absorção e espa-

lhamento pode ser estimada por:

( )( )ds

dt caR

caaa−−−−−+

=1

12

15,0115,0

(5.3)


cd = Coeficiente devido às partículas em suspensão na atmosfera, que varia entre 0,0 e 0,13, possuindo um valor típico de 0,06.

a1 e

a2 =

Referem-se à transmissão da radiação através da atmosfera, que variam em função da umidade e da incidência dos raios solares em relação a atmosfera.

( ) ( )( )[ ]amamwcPa θθ−++−= 88,0exp171,0129,0134,0465,0exp1

( ) ( )( )[ ]amamwcPa θθ−++−= 721,0exp421,0179,0134,0465,0exp2

Pwc é a média diária de água precipitável contida na atmosfera, dada por: ( )dwc TP 0614,011,0exp85,0 +=

Td = temperatura do ponto de orvalho em ºC θam é a espessura da atmosfera a ser atravessada em função do ângulo de incidência da ra-diação solar computada em função da altitude do local (Z) e da elevação solar (α).

253,1

256,5

855,318015,0sen

2880065,0288

−

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ ++

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −

=

παα

θ

Z

am

Nesta equação:

ehcoscos180

cossen180

sen

1tan

1

21

11

δπθδπθα

α

αα

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛+⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛=

∴⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜

⎝

⎛

−= −

Coeficiente de reflexão na superfície da água (Rs):

A intensidade da reflexão da luz solar na superfície livre é dada por:

b

s aR ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ απ

=180

(5.4)


α = Elevação solar a e b Coeficientes que são função da cobertura de nuvens (apresentados abaixo).

110

Cond. Tempo % céu encoberto Cl a b

Tot. nublado > 90 0,33 -0,45 Nublado 50 – 90 0,95 -0,75

Parc. Nublado 10 - 50 2,20 -0,97 Claro < 10 1,18 -0,77

Fração da radiação solar que passa pelas nuvens

A fração de radiação solar que passa pelas nuvens é dada por:

265,01 la CC −= (5.5)

Onde:

Cl = Percentual de cobertura de nuvens, podendo variar de 0 a 100%. Estes valores correspondem, res-pectivamente, as condições de céu totalmente claro e totalmente nublado.

111

6. ACOPLAMENTO DOS MODELOS O objetivo principal do acoplamento entre os modelos é tornar mais realista a modela-

gem da pluma de indicadores de contaminação fecal no ambiente marinho, a partir da

incorporação de variações temporais de todos os parâmetros envolvidos na modelagem,

sublinhados no fluxograma representado na Figura 37 a seguir. Este fluxograma tem

como objetivo esquematizar a metodologia a ser adotada no acoplamento entre os mo-

delos.

Figura 37. Esquematização da metodologia adotada no acoplamento dos modelos

A seguir é feita uma abordagem das etapas existentes no acoplamento entre os

modelos hidrodinâmico, campo próximo, campo afastado, decaimento bacteriano e ra-

112

diação solar. Para cada etapa de acoplamento esta abordagem é subdividida em duas

partes. A primeira apresenta uma concepção geral da metodologia empregada e segunda

aborda a implementação do modelo computacional e as sub-rotinas relacionadas.

6.1. DESCRIÇÃO DA METODOLOGIA

O campo de correntes gerado pelo modelo hidrodinâmico além de ser responsável pela

advecção do efluente, é também utilizado como dado de entrada para o modelo de cam-

po próximo. Este modelo por sua vez, juntamente com dados relativos ao perfil de den-

sidades entre o ponto de lançamento do efluente e a superfície do mar, é responsável

pela determinação das características da pluma, representadas pela máxima elevação

alcançada ao longo da coluna d’água e espessura. Estas características são imprescindí-

veis na quantificação da radiação solar incidente ao longo da espessura da pluma. As

variações horárias da intensidade de radiação solar, juntamente com valores de tempera-

tura e salinidade, são importantes na determinação das taxas de decaimento de bactérias

do grupo coliformes, fornecidas ao modelo de transporte. Este por fim, é utilizado na

determinação das concentrações de coliformes no meio. Neste trabalho propõe-se a

quantificação horária da taxa de decaimento bacteriano através do modelo de

MANCINI (1978). Os itens seguintes apresentam uma descrição das etapas do acopla-

mento.

6.1.1. Acoplamento entre o modelo hidrodinâmico e o modelo de campo pró-ximo

A Figura 38 a seguir ilustra esquematicamente o acoplamento entre o modelo hidrodi-

nâmico e o modelo de campo próximo.

As variações da vazão do efluente e dos perfis de densidade são fornecidas ao

modelo de campo próximo (NRFIELD) como arquivos de entrada. O campo de corren-

tes atuante sobre a tubulação difusora é calculado pelo modelo hidrodinâmico (SisBa-

HiA), e posteriormente fornecido ao modelo NRFIELD.

As variações verticais de densidade são diretamente responsáveis pelo processo de

mistura do efluente com o meio. Quanto maior for a estratificação do meio menos o

efluente se mistura com a água circundante, e, portanto menores são as elevações alcan-

çadas pela pluma.

113

Figura 38. Principais dados de entrada a serem inseridos no modelo de campo próximo (Zhang & Adams, 1999).

Os experimentos de laboratório que deram suporte ao desenvolvimento do modelo

NRFIELD, foram conduzidos com perfis uniformes de correntes. Cabe ressaltar que

mesmo mediante a esta simplificação, os resultados obtidos por este modelo são satisfa-

tórios quando comparados às observações realizadas em laboratório (ROBERTS et al.,

1989). Com base nisto, é razoável no acoplamento entre o modelo hidrodinâmico e o

modelo de campo próximo a adoção de correntes promediadas na vertical.

O ângulo da ação do campo de correntes em relação à tubulação difusora possui

influência significativa na determinação das características da pluma. Exemplos:

1. Há uma maior diluição do efluente quando a incidência de correntes é perpendi-cular à tubulação difusora;

2. Quando correntes atuam paralelamente à tubulação difusora são observadas maiores alturas alcançadas pela pluma;

3. A intensidade das correntes também possui influência na diluição do efluente e na máxima elevação alcançada pela pluma.

O objetivo do presente tópico é apresentar uma descrição conceitual desta etapa

de acoplamento. Uma descrição mais completa dos efeitos das variações de correntes,

densidades e vazão do efluente é apresentada no item 3.1 (Modelagem da Zona de Mis-

tura Ativa no Campo Próximo).

A determinação do ângulo de ação das correntes em relação à tubulação difusora é

feita de acordo com o procedimento a seguir:

Correntes

Perfis de densidade

Vazão do efluente

114

1. Considerando que as extremidades da tubulação difusora são representadas, respectivamente, pelos pontos (x1,y1) e (x2,y2), o coeficiente angular da reta

representada por estes pontos é dado por 12

12

xxyy

mdif −−

= ;

2. O coeficiente angular do vetor corrente é dado pela relação entre suas com-

ponentes horizontais e verticais: uvmU = ;

3. O ângulo (β) entre o vetor corrente e a tubulação difusora para cada passo de tempo é determinado por:

arctan1

dif U

dif u

m mm m

β⎛ ⎞−

= ⎜ ⎟⎜ ⎟+⎝ ⎠.

6.1.2. Acoplamento entre o modelo de campo próximo e o modelo de campo afastado.

A Figura 39 a seguir exemplifica os dados de entrada e os resultados fornecidos pelo

modelo de campo próximo. Nota-se a alta variação dos resultados ao longo do tempo.

Figura 39. Características da pluma no campo afastado obtidas a partir da modelagem do campo próximo (Zhang &

Adams, 1999).

SANTOS (1995), HORITA (1997) e ZHANG & ADAMS (1999) sugerem que o

acoplamento entre o modelo de campo próximo e o modelo de campo afastado seja feito

a partir da introdução da massa do contaminante no modelo de campo afastado, a partir

de uma região fonte cujas características coincidem com as da pluma. A Figura 40 a

seguir ilustra este esquema de acoplamento.

Correntes

Perfis de densidade

Vazão do efluente

Diluição do efluente

Elevação da pluma na coluna d’água

115

A adoção de uma região fonte para o lançamento do contaminante reside no fato

de que o ocorre em seu interior (campo próximo) não pode ser resolvido no modelo de

campo afastado. Isto se deve as diferentes escalas espaciais e temporais envolvidas nos

processos de mistura existente nestas duas regiões.

Figura 40. Posição de lançamento da massa do contaminante de acordo com a posição vertical da pluma, determi-

nada pelo modelo de campo próximo (Zhang & Adams, 1999).

As dimensões das regiões fontes dependem do conhecimento prévio da diluição e

espessura da pluma, determinadas na modelagem do campo próximo, e da vazão do

efluente. A dimensão vertical da região fonte corresponde à espessura (hn) da pluma,

representada na Figura 41. Com relação às dimensões horizontais, o comprimento é

constante e equivalente ao comprimento da tubulação difusora, e a largura é determina-

da através do procedimento descrito a seguir.

Figura 41. Representação esquemática da pluma de contaminantes e da geometria da região fonte.

A diluição (Sn) e a massa (M) do contaminante no campo próximo correspondem,

respectivamente a oen CCS = e tCQM ee Δ= , onde:

Ce = Concentração do contaminante emitida no meio Co= Concentração do contaminante no campo próximo Qe= Vazão do efluente Δt= Passo de tempo do modelo

Considerando que Ro VMC = e neo SCC = , onde VR é o volume da região fon-

te, chega-se a:

hn

116

tSQVV

tCQSC

neRR

ee

n

e Δ=⇒Δ

=

Substituindo o volume da região fonte, dado por nR hLBV = , na equação acima

determina-se a largura da região fonte, em função das variações da vazão do efluente e

sua diluição, e da espessura da pluma.

n

nenen Lh

tSQBtSQhLB

Δ=∴Δ=

A variação da largura da região fonte não representa um contexto significativo na

modelagem da pluma de contaminantes no campo afastado. Isto possui influência no

cálculo da concentração do efluente no campo próximo. Entretanto, de acordo com

FEITOSA (2003), esta variação é pouco relevante para o cálculo das concentrações do

campo afastado, uma vez que as dimensões do campo próximo são diminutas em rela-

ção ao domínio modelado.

A determinação da espessura e da máxima elevação atingida pela pluma é a pre-

missa mais relevante na modelagem do campo afastado por dois motivos principais:

• Quantificação da radiação solar incidente sobre a pluma, e conseqüentemente as reações cinéticas de decaimento do contaminante;

• Determinação da faixa do escoamento ao longo da coluna d’água responsável pela advecção do contaminante, e o cálculo da concentração do contaminante no campo afastado em função de sua espessura.

A seguir, para um maior esclarecimento, optou-se em apresentar a metodologia de

acoplamento em duas etapas distintas. A primeira refere-se à modelagem do decaimento

bacteriano e a segunda é referente à advecção e difusão do contaminante a partir do mo-

delo de transporte lagrangeano.

6.1.2.1. Geração das curvas de decaimento do contaminante e a modelagem do campo afastado

A variação da elevação da pluma ao longo da simulação influencia diretamente o deca-

imento bacteriano, em função da quantidade de radiação solar incidente que atinge a

superfície da pluma. Quanto maior a profundidade na qual a pluma se encontra, maior é

a atenuação da radiação solar. O modelo de decaimento bacteriano calcula os valores

horários das taxas de decaimento do contaminante em função da intensidade de radiação

solar incidente ao longo da espessura da pluma.

117

No sentido de ilustrar a importância do acoplamento entre o modelo de campo

próximo, e os modelos de radiação solar e decaimento bacteriano, são apresentadas cur-

vas de decaimento que fornecem “scripts” da perda temporal de massa do contaminante

ao modelo de transporte, a partir do instante do seu lançamento no meio. A seguir são

comparados dois diferentes cenários. O primeiro representa a condição de pluma super-

ficial (Figura 42). No segundo cenário (Figura 43), a pluma encontra-se submersa a 10

metros de profundidade. Cabe ressaltar que ambos cenários consideram as mesmas con-

dições de cobertura nebulosa e turbidez ao longo da coluna d’água.

As curvas apresentadas na parte inferior da Figura 42 e da Figura 43, representam

o fator de decaimento (perda de massa) do contaminante a partir do instante no qual são

lançados no meio. A letra F indicada na legenda das figuras representa a hora do lança-

mento do contaminante. A partir da estampa inferior da Figura 42 a seguir, pode ser

observado que 9 horas após seu lançamento a parcela do contaminante lançada pelo

emissário às 22h (curva F22), possui apenas 30% da sua massa inicial. Comparando a

Figura 42 e a Figura 43 a seguir, observa-se que em maiores profundidades há uma me-

nor perda de massa do contaminante em virtude da atenuação da radiação solar atuante

sobre a pluma de contaminantes.

118

0

5

10

15

20

25

30

35

40

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24

Hora do dia

T90

(hor

as)

0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

0.80

0.90

1.00

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24

Tempo de vida (hs)

R(tv

)

F12

F13

F14

F15

F16

F17

F18

F19

F20

F21

F22

F23

F24

F1

F2

F3

F4

F5

F6

F7

F8

F9

F10

F11

Figura 42. Cenário 1: A estampa superior ilustra a variação horária do T90, e a estampa inferior curvas de decai-

mento referentes à condição de verão com céu claro (0% de cobertura de nuvens) e pluma atingindo a superfície livre. Na legenda da estampa inferior, o número em seguida à letra F indica a hora do dia. E-xemplo: a parcela de efluente lançada pelo emissário às 17h (cf. curva F17), após 7 horas tem fator de decaimento = 0.40.

119

0

5

10

15

20

25

30

35

40

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24

Hora do dia

T90

(hor

as)

0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

0.80

0.90

1.00

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24

Tempo de vida (hs)

R(tv

)

F12

F13

F14

F15

F16

F17

F18

F19

F20

F21

F22

F23

F24

F1

F2

F3

F4

F5

F6

F7

F8

F9

F10

F11

Figura 43. Cenário 2: A estampa superior ilustra a variação horária do T90, e a estampa inferior curvas de decai-

mento referentes à condição de verão com céu claro (0% de cobertura de nuvens) e pluma com seu limi-te superior situado a 10 metros de profundidade. Na legenda da estampa inferior, o número em seguida à letra F indica a hora do dia. Exemplo: a parcela de efluente lançada pelo emissário às 17h (cf. curva F17), após 14 horas tem fator de decaimento = 0.30.

Para os cenários acima mencionados ao longo do período de simulação a posição

da pluma ao longo da coluna d’água e sua espessura permanecem inalteradas. Nestas

simulações não é possível contemplar as variações no comportamento do efluente em

função das variações de densidade e do campo de correntes atuante sobre a tubulação

difusora, uma vez que não existe um acoplamento entre os modelos.

120

O objetivo do acoplamento proposto nesta seção é permitir que sejam inseridas

todas as variáveis que influem no comportamento da pluma, e que por sua vez são res-

ponsáveis pelas variações horárias que ocorrem na taxa de decaimento durante a simu-

lação. No sentido de se ilustrar a importância do acoplamento nas variações horárias das

taxas de decaimento, é apresentada uma comparação entre dois diferentes cenários, em

120 horas de simulação. No primeiro cenário não há o acoplamento, sendo deste modo

considerados valores médios de profundidade e espessura da pluma ao longo do período

simulado. Neste cenário são levadas em consideração, respectivamente, as seguintes

condições médias de profundidade e espessura da pluma, temperatura e salinidade: 3,5

m, 19,70 m, 20,8 °C e 35 ‰. O segundo cenário contempla o acoplamento. Neste caso,

para cada instante da simulação, as taxas de decaimento são computadas em função das

características da pluma no instante em questão. Cabe ressaltar que em ambos os cená-

rios foram consideradas condições sazonais e meteorológicas idênticas. Isto é, a influ-

ência da variação da intensidade de radiação solar atuante sobre a pluma de contaminan-

tes ocorre estritamente em função da posição da mesma ao longo da coluna d’água. Para

que esta influência possa ser levada em consideração é necessário o acoplamento entre o

modelo de campo próximo e o modelo de radiação solar.

A Figura 44 a seguir ilustra a variação da taxa de decaimento, representada pelo

parâmetro T90, ao longo de 120 horas de simulação de um efluente lançado a 27 metros

de profundidade, considerando os cenários supracitados.

Com base na análise da figura seguinte verifica-se que na condição onde não há o

acoplamento, a taxa de decaimento varia ciclicamente ao longo de toda simulação. Isto

decorre, pois nesta condição assume-se para todo o período simulado uma condição

constante de correntes e de perfil de densidades. Como resultado, a pluma é mantida a

uma profundidade e espessura constantes durante toda simulação, e neste caso a radia-

ção solar varia apenas em função das horas do dia. Com o acoplamento são incorpora-

das as atenuações na intensidade de radiação solar incidente sobre a pluma de contami-

nantes em função das variações da profundidade e espessura da mesma ao longo da si-

mulação. Como resultado verifica-se que a taxa de decaimento (T90) passa não variar

mais ciclicamente inclusive durante o período noturno, onde também passam a ser con-

sideradas no cálculo das taxas de decaimento as variações de temperatura e salinidade.

Neste caso o modelo de decaimento considera os valores destes parâmetros na faixa da

coluna d’água onde a pluma se estabiliza.

121

Figura 44. Variação do T90 ao longo da espessura da pluma. A estampa superior representa a simulação consi-

derando condições médias de profundidade, espessura da pluma, temperatura e salinidade supraci-tadas. A estampa inferior contempla a variação horária destes parâmetros. A pluma está representa-da pela superfície em tons de cinza.

6.1.2.2. Posição do contaminante ao longo da coluna d’água e sua advecção no campo afastado

Outra importante consideração a ser adotada no acoplamento entre o modelo de campo

próximo e o modelo de campo afastado é com relação à advecção do contaminante e a

variação da espessura da pluma na determinação do campo de concentrações do conta-

minante.

As velocidades associadas ao cálculo da posição da partícula são obtidas a partir

de um campo hidrodinâmico bidimensional. Isto é, o conjunto de partículas lançado no

meio é advectado horizontalmente pelo campo de correntes correspondente, no momen-

to em que a pluma se estabiliza, à parte central da mesma, determinada como a diferen-

ça entre a altura do topo da pluma e a metade de sua espessura. O campo de correntes

correspondente à faixa central da pluma é interpolado a partir dos campos de correntes

referentes aos pontos de cálculo previamente especificados no modelo hidrodinâmico.

122

Os pontos de cálculo são determinados previamente em posições específicas ao longo

da coluna d’água como parâmetros de entrada do modelo hidrodinâmico.

Na direção vertical são desprezados os deslocamentos verticais das partículas as-

sociados à velocidade de deposição do contaminante. Este procedimento é justificado,

considerando que o decaimento bacteriano por deposição no leito oceânico, em função

da associação destes microrganismos com particulados sólidos é de pequena relevância

(CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978). Além do mais, a não consideração do decai-

mento em função também dos efeitos de deposição constitui uma abordagem mais con-

servativa, uma vez que não há transferência de massa do meio líquido para o fundo.

Outra importante característica a ser considerada no acoplamento entre os mode-

los é com relação à variação temporal da espessura da pluma. Esta espessura está dire-

tamente relacionada ao calculo da concentração do contaminante. De acordo com a a-

bordagem de calculo utilizada no modelo de transporte lagrangeano contido no SisBa-

HiA, a concentração do contaminante em cada célula da grade é obtida somando-se to-

das as parcelas de massa de contaminante alocadas à célula, e dividindo-se a soma pelo

volume da célula. Este volume está associado à espessura da pluma no campo afastado.

Considerando que na modelagem do campo afastado a escala horizontal é muito

superior em relação à vertical, a determinação da concentração media ao longo da es-

pessura da pluma é justificável.

O efeito da variação da espessura no calculo da concentração da pluma de conta-

minantes no campo afastado é ilustrado na Figura 45 a seguir. A partir da comparação

entre as estampas da direita e da esquerda pode ser observada a influência da variação

da espessura de mistura no calculo do campo de concentração da pluma. Nesta figura, a

estampa da esquerda representa as isolinhas de concentração de coliformes consideran-

do uma espessura de mistura de 5 metros. Na estampa da direita foi considerada uma

espessura de mistura de 20 metros. No sentido de se avaliar apenas a influência da vari-

ação da espessura da pluma, o contaminante foi considerado como conservativo, isto é,

não são consideradas nesta avaliação reações cinéticas de decaimento.

123

Figura 45. Comparação do calculo de concentração baseado em diferentes espessuras de mistura. A estampa da

esquerda representa uma espessura de mistura de 5 metros, enquanto a da direita representa uma es-pessura de mistura de 20 metros. Nesta comparação são desprezadas as reações cinéticas de decai-mento.

Com base nos resultados apresentados na Figura 45, verifica-se que quanto menor

a espessura de mistura maior é a concentração do efluente.

Entretanto, quando o decaimento bacteriano é também levado em consideração há

uma maior diminuição de concentração em plumas menos espessas. Isto ocorre uma vez

que a radiação solar é promediada ao longo da espessura da pluma. Em plumas menos

espessas, maior é a radiação solar média incidente nas mesmas, e conseqüentemente

menores são os níveis de concentração do contaminante em virtude das maiores taxas de

decaimento observadas nestas condições.

6.2. METODOLOGIA COMPUTACIONAL

Este item apresenta uma descrição de cada uma das etapas computacionais do acopla-

mento, incluindo a descrição das sub-rotinas empregadas em cada uma destas etapas.

Foi desenvolvido um algoritmo que, a partir da série temporal de correntes do modelo

hidrodinâmico, gera todas as informações necessárias ao modelo de transporte lagran-

geano para simulação da dispersão da pluma de contaminantes. Estas informações in-

cluem as taxas de decaimento, particulares para cada passo de tempo da simulação, e o

nível do campo de correntes responsável pela advecção da fonte contaminante lançada

no meio.

Inicialmente é informado ao modelo o nome de um arquivo principal, que contém

todas as informações necessárias para que o mesmo seja executado.

Este arquivo informa os locais e nomes dos arquivos referentes aos dados de cor-

rentes, vazão e concentração do efluente, perfis de densidades, dados meteoceanográfi-

124

cos, nome e local dos arquivos de saída. São também fornecidos neste arquivo dados

gerais que compreendem as seguintes informações:

• Número, diâmetro e espaçamento dos orifícios da tubulação difusora;

• Profundidade e Coordenada inicial e final da tubulação difusora;

• Densidade do efluente e número de pontos verticais dos perfis de densidade;

• Início e término da simulação;

• Hora, dia, mês e ano do início da simulação;

• Latitude e longitude do local onde é realizada a simulação;

• Passo de tempo e número de partículas lançadas por passo de tempo;

• Tipo do indicador de contaminação fecal.

São duas as possibilidades de escolha para indicadores de contaminação fecal: Es-

cherichia coli e enterococos. Os itens descritos a seguir apresentam cada etapa de cálcu-

lo do modelo, juntamente com as sub-rotinas empregadas.

6.2.1. Acoplamento entre modelo hidrodinâmico e o modelo de campo pró-ximo.

Nesta etapa há a leitura dos arquivos que compreendem as séries temporais: de corren-

tes, geradas pelo modelo hidrodinâmico; e dos perfis de densidade, dados de vazão e

concentração do efluente, fornecidos como dados de entrada na implementação do mo-

delo. Juntamente com os dados relativos ao efluente e às características da tubulação

difusora, fornecidos pelo arquivo geral descrito no item anterior, são determinadas em

cada intervalo de tempo as características da pluma no fim da região de mistura inicial.

A série temporal de correntes é constituída por um arquivo onde para cada intervalo de

tempo são fornecidos os módulos dos vetores de velocidade e suas componentes vx e vy.

O arquivo que inclui a série temporal de vazões do efluente também compreende a con-

centração do contaminante em questão, que é posteriormente empregada no acoplamen-

to com o modelo de transporte lagrangeano. Os dados de densidade são fornecidos por

um arquivo, cuja primeira linha indica as profundidades dos pontos de medição. As li-

nhas subseqüentes indicam para cada passo de tempo os valores de densidade corres-

pondente a estes pontos.

No sentido de facilitar a metodologia de cálculo empregada nesta etapa do aco-

plamento é apresentado o fluxograma indicado na Figura 46 a seguir incluindo as sub-

rotinas utilizadas em cada etapa de cálculo nesta fase de acoplamento.

125

Figura 46. Metodologia de cálculo empregada no acoplamento entre o modelo hidrodinâmico e o modelo de campo

próximo.

Com base neste fluxograma observa-se que a determinação das principais caracte-

rísticas da pluma depende basicamente de como o efluente é lançado no meio. Isto é,

conforme abordado anteriormente no item 3.1, o lançamento do efluente se dá através

de fontes, que podem se comportar como lineares ou pontuais, dependendo do espaça-

mento entre os orifícios da tubulação difusora.

A primeira etapa de cálculo executada pelo modelo é a determinação da máxima

elevação alcançada pela pluma. Subseqüentemente são calculadas a diluição do efluente

na região de mistura inicial, espessura da pluma, altura de máxima concentração e com-

primento da região de mistura inicial. A única ressalva a ser feita é com relação ao cal-

culo da espessura da pluma e da altura de máxima concentração no caso de fontes pon-

tuais, que necessitam previamente da máxima elevação alcançada pela pluma.

Como resultado desta etapa é gerado um arquivo que fornece para cada intervalo

de tempo as características da pluma supracitadas no fim da região de mistura inicial.

Adicionalmente são incluídas as séries temporais de vazões e correntes, dados referentes

às condições gerais da simulação e a relação entre os parâmetros s/lb e lm/lb. O primeiro

parâmetro é responsável pela caracterização do lançamento do efluente como fonte line-

ar ou pontual, e o segundo é relativo à quantidade de movimento do efluente lançado no

126

meio. Os resultados referentes às características da pluma obtidos nesta etapa são utili-

zados na próxima etapa de acoplamento descrita a seguir.

6.2.2. Acoplamento entre modelo de campo próximo e modelo de campo a-fastado.

Este item é subdividido em duas etapas, que concernem respectivamente ao decaimento,

e a advecção e concentração do contaminante. Aqui também são descritos os arquivos

necessários à implementação destas etapas do modelo, incluído as sub-rotinas emprega-

das e os arquivos de saída.

6.2.2.1. Geração das curvas de decaimento do contaminante e a modelagem do campo afastado

Esta etapa gera para cada instante de simulação as taxas de decaimento. Estas por sua

vez são utilizadas no cálculo da perda de massa do contaminante na modelagem do

campo afastado. A determinação da taxa de decaimento demanda, além da série tempo-

ral de temperatura e salinidade do meio, a quantificação da radiação solar incidente ao

longo da espessura da pluma. Para determinar a radiação, é necessário o conhecimento

prévio das condições geográficas, sazonais e meteoceanográficas, e da espessura e posi-

ção da pluma na coluna d’água.

As condições geográficas e sazonais são fornecidas ao modelo através do arquivo

geral descrito no item 6.2.. Um arquivo contendo séries temporais de temperatura de

ponto de orvalho, percentual de cobertura de nuvens, profundidade de Secchi, salinidade

e temperatura é fornecido ao modelo. A partir das séries temporais de temperatura de

ponto de orvalho, cobertura de nuvens e profundidade de Secchi, é determinada a atenu-

ação da radiação solar em seu percurso desde o topo da atmosfera até a superfície da

pluma. Os valores de temperatura e salinidade utilizados no cálculo do decaimento do

contaminante correspondem à posição na coluna d’água onde a pluma se encontra. A

espessura e a posição da pluma na coluna d’água são calculadas previamente pelo mo-

delo de campo próximo.

Com objetivo de se fornecer uma melhor descrição da metodologia de cálculo

desta etapa do modelo, é apresentado o fluxograma na Figura 47 a seguir. Neste estão

indicadas as etapas de cálculo e suas respectivas sub-rotinas.

127

Figura 47. Metodologia de cálculo empregada no acoplamento entre o modelo de campo próximo e o modelo de

campo afastado.

O fluxograma acima é executado para cada intervalo de tempo da simulação. A

primeira etapa de cálculo executada pelo modelo é a determinação do dia Juliano15, cor-

respondente ao início da simulação. O dia Juliano é um dado de entrada do modelo de

radiação solar, indicando a condição sazonal em que é realizada a simulação. Juntamen-

te com os dados referentes às condições meteorológicas e geográficas, a etapa subse-

qüente determina a intensidade de radiação na superfície livre. A partir daí, uma nova

etapa de cálculo estima a atenuação da radiação solar até atingir a superfície de pluma.

Esta atenuação ocorre em função posicionamento da pluma na coluna d’água e do nível

de turbidez ambiente. Com a radiação que atua efetivamente ao longo da espessura da

15 Dia Juliano é um sistema de contagem de tempo. Trata-se de uma seqüência de números inteiros contados ao longo de um ano, sendo definido como dia 1 a data referente a 1º de Janeiro.

128

pluma, juntamente com os valores de temperatura e salinidade, e o tipo de indicador de

contaminação fecal, é determinada a taxa de decaimento do contaminante para cada

instante da simulação.

A partir das taxas de decaimento são criados os arquivos temporais que informam

ao modelo de campo afastado às perdas de massa do contaminante a partir do instante

do seu lançamento no meio.

As perdas de massa curvas são fornecidas ao modelo através de arquivos indivi-

duais.

6.2.2.2. Posição do contaminante ao longo da coluna d’água e sua advecção no campo afastado

Nesta etapa é gerado um arquivo que contém as informações individuais das fontes a

serem utilizadas pelo modelo de transporte na modelagem do contaminante no campo

afastado. Estas informações são caracterizadas por:

• Velocidade de sedimentação do contaminante (desprezada neste trabalho);

• Coordenadas horizontais e a coordenada vertical do centro da região fonte;

• Comprimento e largura da região fonte;

• Ângulo do eixo da tubulação difusora com a direção horizontal;

• Tempo inicial e final do lançamento de partículas na fonte;

• Vazão e concentração do efluente;

• Nome e caminho dos arquivos das curvas de decaimento;

• Espessura da pluma no campo afastado.

Algumas destas informações são apenas reescritas no arquivo, como por exemplo,

os dados de vazão do efluente e o número de partículas lançadas por passo de tempo.

Outras, a exemplo da orientação da tubulação difusora e das coordenadas horizontais da

região fonte, são calculadas a partir das coordenadas iniciais e finais desta tubulação. A

coordenada vertical da região fonte é determinada, conforme descrito anteriormente no

item 6.1.2, a partir dos resultados do modelo de campo próximo (espessura e altura do

topo da pluma). O comprimento da região fonte é determinado a partir do espaçamento

e número de orifícios da tubulação difusora fornecidos pelo arquivo geral. A partir desse

comprimento, da diluição e espessura da pluma, da vazão do efluente, e passo de tempo

do modelo, é determinada a variação temporal da largura da região fonte. O nome e

caminho dos arquivos das curvas de decaimento são gerados internamente na sub-rotina.

129

A espessura da fonte estabelecida no campo afastado é utilizada no cálculo da

concentração do contaminante. Para cada fonte, o cálculo da concentração do contami-

nante lançado no meio está diretamente ligado a variação temporal de sua espessura.

6.3. APLICAÇÕES

Com objetivo de avaliar a influência da variação dos parâmetros ambientais na modela-

gem de microrganismos indicadores de contaminação fecal, foram efetuadas simulações

considerando o acoplamento dos modelos: hidrodinâmico; campo próximo, radiação

solar, decaimento bacteriano e campo afastado.

O conhecimento do campo de concentrações de microrganismos indicadores de

contaminação fecal, discretizado em isolinhas de concentração, é de grande valia na

delimitação de áreas, onde as concentrações do contaminante no corpo d’água encon-

tram-se em limites superiores aos aceitáveis. Estas isolinhas, apresentadas nas simula-

ções propostas neste capítulo possuem como concentrações impróprias valores superio-

res a 1000 NMP Coliformes termotolerantes (fecais)/100ml.

A determinação da espessura e a máxima elevação alcançada pela pluma são im-

prescindíveis na geração da curva de decaimento que um determinado conjunto de par-

tículas obedecerá, em função da hora que são lançadas no meio. Isto se deve, em virtude

da atenuação que a radiação solar experimenta à medida que penetra na coluna d’água.

A seguir são apresentadas simulações hipotéticas da dispersão de efluentes sanitá-

rios no meio liquido, em condições ambientais semelhantes às encontradas em ambien-

tes costeiros. Estas simulações possuem um período de 5 dias. Nelas se avalia a influên-

cia da variação simultânea dos diferentes parâmetros ambientais envolvidos na modela-

gem de efluentes sanitários. Para isto considerou-se o lançamento do efluente em canal

com 50 km de extensão, sob ação de um campo de correntes permanente e uniforme de

0,25 m/s.

A Tabela 26 apresenta uma descrição geral dos parâmetros utilizados na simula-

ção.

130

Tabela 26. Parâmetros empregados nas simulações.

Posição geográfica da simulação Latitude Longitude

23° S 43° W Início da simulação

Hora Dia Mês Ano 15 15 01 2007

Tubulação difusora N° de orifícios Diâmetro

dos orifícios (m) Espaçamento

entre orifícios (m) Profundidade

de descarga (m) 180 0,17 5 33

Efluente Densidade (kg/m³) Vazão (m³/s) Concentração (NMP coliformes termotolerantes (fe-

cais)/100ml) 998 6 1.108

Condições meteoceanográficas % de cobertura de nuvens Profundidade de Secchi (m)

0 10

Sob as condições descritas anteriormente as simulações seguintes estão divididas

em dois diferentes cenários.

O primeiro cenário tem como objetivo avaliar a influência apenas da variação da

espessura da pluma no campo de concentrações de coliformes termotolerantes (fecais).

Nesta simulação foi considerada uma variação da espessura de 20 para 10 m. Nos dois

primeiros dias a pluma apresenta uma espessura de 20 metros. A partir daí, a pluma

varia linearmente até atingir a espessura de 10 metros, mantida constante até o final da

simulação. Em toda simulação a pluma está submersa 5 metros. Temperatura, salinidade

e a radiação solar são supostas constantes. Nesta condição a taxa de decaimento do con-

taminante não varia durante a simulação (T90 = 10 hs). A Figura 48 representa esquema-

ticamente a variação temporal da pluma ao longo da simulação.

0.00

5.00

10.00

15.00

20.00

25.00

30.00

0 24 48 72 96 120

Tempo (hs)

Prof

undi

dade

(m)

Figura 48. Variação temporal da espessura pluma durante a simulação.

131

A Figura 49 a seguir apresenta a variação no campo de concentração de colifor-

mes termotolerantes (fecais) à medida que ocorre uma diminuição na espessura da plu-

ma. Nesta figura são ilustrados dois instantes da simulação. O primeiro (estampa supe-

rior) corresponde ao final do segundo dia de simulação (48 horas) e o segundo (estampa

inferior) corresponde ao inicio do quarto dia de simulação (72 horas). Entre estes instan-

tes a espessura da pluma variou de 20 para 10 metros. A escala de cor apresentada jun-

tamente com a figura representa os níveis de concentração de coliformes termotoleran-

tes (fecais).

Figura 49. Isolinhas de concentração de coliformes termotolerantes (fecais) em dois diferentes instantes de simula-

ção. Na estampa superior a pluma apresenta espessura de 20 metros, e na estampa inferior a espessura equivale a 10 metros. As escalas horizontais referem-se à distância em metros.

Observando na figura acima se verifica um ligeiro aumento no campo de concen-

trações do efluente à medida que a espessura da pluma diminui. Conforme abordado

anteriormente este aumento no campo de concentrações é devido à menor espessura de

mistura do efluente. No entanto esta simulação trata-se de uma condição hipotética, uma

vez que as variações na espessura da pluma ocorrem simultaneamente com as variações

da elevação da pluma.

O segundo cenário simula a variação simultânea da profundidade e espessura da

pluma. Esta condição ocorre na prática quando a densidade do meio, inicialmente ho-

mogênea (no instante zero da simulação), passa a variar com a profundidade. Posto isto,

a simulação seguinte considera hipoteticamente ao longo de cinco dias de simulação

variações do perfil de densidades apresentadas na Figura 50 a seguir.

132

0

5

10

15

20

25

30

35

24.3 24.5 24.7 24.9 25.1 25.3 25.5

Densidade (kg/m³ -sigma-T)

Prof

undi

dade

(m)

24 h

48 h

72 h

96 h

120 h

Figura 50. Variação da densidade, ao longo dos cinco dias de simulação.

A Figura 51 apresenta a variação temporal da profundidade e espessura da pluma

ao longo dos cinco dias de simulação. Juntamente com esta informação, é também apre-

sentada a variação da radiação solar atuante sobre a pluma, e da taxa de decaimento

bacteriano, representada pelo parâmetro T90. A estampa inferior ilustra a variação tem-

poral da massa do contaminante.

Figura 51. Variação temporal da pluma ao longo da coluna d’água, radiação solar incidente sobre a pluma e taxa

de decaimento em cada um dos instantes acima descritos.

133

Com base na Figura 51 se verifica que massa do contaminante se alterna entre va-

lores máximos e mínimos. Os máximos acúmulos de massa ocorrem por volta das 6

horas da manhã, em virtude do reduzido decaimento bacteriano durante o período no-

turno. Em contrapartida, as menores concentrações ocorrem 11 e 15 horas, em virtude

da ação mais intensa da radiação solar.

Durante o período diurno, o decaimento bacteriano diminui com a mitigação da

radiação solar atuante sobre a pluma à medida que esta submerge (cf. Figura 51). Esta

submersão gradativa da pluma ocorre em função da estratificação da coluna d’água.

Como conseqüência da diminuição do decaimento bacteriano há um aumento gradativo

da massa de contaminante existente no meio.

A Figura 52 representa a variação do campo de concentrações de coliformes ter-

motolerantes (fecais) em quatro diferentes instantes da simulação. A pluma inicialmente

superficial começa a ter seu campo de concentrações aumentado à medida que submer-

ge, em virtude da mitigação da radiação solar com a profundidade. Todas as estampas

da figura seguinte referentes ao campo de concentrações dizem respeito às 12 horas de

cada dia de simulação (16/01 a 19/01).

Figura 52. Isolinhas de concentração de coliformes termotolerantes (fecais) em cinco diferentes instantes de simula-ção. As escalas horizontais referem-se à distância em metros.

Outra importante observação a ser destacada é com relação ao decaimento durante

o período noturno. Na ausência de radiação solar, o decaimento bacteriano passa a ser

governado pelas variações de temperatura e salinidade. No cenário em questão, a varia-

ção do perfil de densidades foi governada pela diminuição gradual da temperatura nas

134

camadas inferiores da coluna d’água. Com isto, observa-se uma diminuição gradual do

decaimento ao longo do período noturno. (cf. Figura 51).

A Figura 53 ilustra o campo de concentrações de coliformes termotolerantes (fe-

cais) durante o período noturno. São comparados dois diferentes instantes referentes,

respectivamente, às 6 horas dos dias 17 e 20.

Figura 53. Isolinhas de concentração de coliformes termotolerantes (fecais) durantes dois diferentes instantes duran-

te o período noturno. As escalas horizontais referem-se à distância em metros.

As diferenças nos campo de concentrações observadas entre os instantes acima

ocorrem devido ao aumento do decaimento e as concentrações de “background” exis-

tentes nos instantes anteriores aos especificados acima. No caso do dia 17 (6 horas), as

partículas lançadas pelo modelo referentes ao dia anterior sofrem maior degradação da

radiação solar, em virtude da pluma estar na superfície livre. Já no caso do dia 20 (6

horas), há uma contribuição de massa das partículas lançadas em instantes de tempo

anteriores. Isto ocorre em virtude da submersão da pluma. Mesmo as partículas lançadas

durante o dia contribuem para o aumento do campo de concentrações observado durante

a noite.

As simulações apresentadas neste item permitem verificar a importância do aco-

plamento entre os modelos hidrodinâmico; campo próximo; radiação solar e decaimento

bacteriano; e campo afastado. O emprego destes modelos em conjunto permite que a

modelagem de microrganismos indicadores de contaminação fecal seja sensível a varia-

ção simultânea de todos os parâmetros ambientais envolvidos, objetivando tornar a ava-

liação dos impactos promovidos pelo lançamento de efluentes domésticos mais consis-

tentes e próximos da realidade.

135

7. ESTUDO DE CASO: EMISSÁRIOS DE SALVADOR A região em estudo localiza-se na porção nordeste do litoral brasileiro na região metro-

politana de Salvador – BA, aproximadamente a 13º S e 38,5ºW. A região costeira de

Salvador é marcada pela presença da Baía de Todos os Santos (BTS) a oeste e sua ver-

tente voltada para o oceano em sua porção sul/sudeste. A Figura 54 ilustra a localização

da região em estudo.

Figura 54. Localização da região em estudo (Google maps).

Em virtude do crescimento populacional elevado nas últimas décadas, a Região

Metropolitana de Salvador tem sofrido influências antrópicas expressivas. Os rios con-

tribuintes à vertente Oceânica de Salvador assim como os contribuintes à vertente BTS

de Salvador são os principais veículos de contaminação das águas nas praias e região

costeira.

O Sistema de Esgotamento Sanitário de Salvador foi planejado considerando duas

grandes vertentes de drenagem: a vertente oceânica e a vertente baía, que drenam para o

Oceano Atlântico e Baía de Todos os Santos respectivamente (cf. Figura 55). Até o ano

de 1995, apenas uma pequena parte do sistema de esgotamento de Salvador estava im-

plantado. Até então, o esgoto coletado na área atendida pela rede pública, era encami-

nhado ao Sistema de Disposição Oceânica de esgotos do Rio Vermelho - SDORV, que

atendia aproximadamente 20% dos 2,6 milhões de habitantes da cidade de Salvador em

meados da década de 1990 (TOPÁZIO, 2003).

O SDORV foi implantado em meados da década de 1970, e vem operando abaixo

da sua capacidade instalada, que corresponde a vazão de 8,3 m3/s. A rede implantada até

a década de 1990 coletava pouco mais de 1,0 m3/s. O Governo do Estado, considerando

a capacidade ociosa instalada do SDORV, optou por fazer a reversão dos esgotos da

136

vertente baía para a vertente oceânica buscando atingir a plena carga do emissário insta-

lado. Atualmente toda rede implantada drena seus esgotos para o Sistema de Disposição

Oceânica de Esgoto do Rio Vermelho (TOPÁZIO, 2003).

Figura 55. Disposição das vertentes da região metropolitana de Salvador (Topázio, 2003).

De acordo com a Revisão e Atualização do Plano Diretor de Esgoto de Salvador -

RAPDES (CONSÓRCIO GEOHIDRO / HIGESA / HYDROS / LATIN CONSULT, 1995), no

ano de 2005 as vazões máximas do sistema atingiriam valores superiores ao da capacidade insta-

lada no SDORV, necessitando o sistema de outra solução para disposição final dos esgotos. A

solução indicada pela RAPDES foi a construção de um segundo emissário (TOPÁZIO, 2003).

O estudo de caso proposto neste capitulo refere-se a modelagem conjunta da plu-

ma do SDORV com uma das alternativas propostas no estudo de otimização do posicio-

namento do futuro Sistema de Disposição Oceânica (SDO) do Jaguaribe/Boca do Rio,

conforme ilustra a Figura 56 seguinte. Neste estudo optou-se por apresentar a alternativa

referente ao eixo 1 (SDOJ) por se tratar, ligeiramente, de uma condição menos favorá-

vel no que diz respeito às garantias de balneabilidade. Maiores detalhes a respeito do

estudo das alternativas referentes aos eixos 1 e 4 são apresentados em ROSMAN, 2004.

137

Figura 56. Região do SDORV e localização das alternativas para o eixo da futura tubulação do sistema de dis-

posição oceânico.

A Tabela 27 a seguir indica as principais características dos Sistemas de Disposi-

ção Oceânica empregados neste trabalho. Nos itens seguintes são apresentadas todas as

considerações adotadas na modelagem.

Tabela 27. Características dos Sistemas de Disposição Oceânica SDORV e SDOJ.

Eixo 1 – SDOJ (Jaguaribe) SDORV (Rio Vermelho) Coordenadas do inicio do difusor 8.563.295 (N) 567.510 (E) 8.559.474 (N) 555.509 (E)

Coordenadas do fim do difusor 8.563.912 (N) 567.597 (E) 8.559.423 (N) 555.156 (E) Extensão total do emissário (m) 3920 2350

Extensão do difusor (m) 393 350 Número de difusores 78 70

Diâmetro dos difusores (m) 0.15 0.15 Espaçamento entre os difusores (m) 5.1 (alternados)16 5 (alternados)

Vazão (m3/s) 5.0 6.6 Profundidade de lançamento do efluente (m) 33 27

Concentração inicial de E.coli : C0 (UFC/100mL) 3×108 3×108

7.1. DOMÍNIO MODELADO E MALHA DE DISCRETIZAÇÃO

O domínio considerado inclui a Baía de Todos os Santos e cercanias, sendo basicamente

o mesmo para o qual já se desenvolveram modelos com o SisBAHIA®. Tais modelos já

foram calibrados e validados em várias aplicações desde o ano de 2000 (ROSMAN et

al., 2000, I, II, III e IV). Entretanto, para este projeto adotou-se uma malha mais refina-

da e otimizada em diversos aspectos. Esta otimização e refinamento da malha focou na

região dos emissários do Jaguaribe e Rio Vermelho, de modo a propiciar simulações

adequadas do escoamento e do transporte de plumas efluentes.

16 - Alternados em cada lado da tubulação. Isto é, dado um furo de um lado da tubulação, o furo seguinte ocorre na face diametralmente oposta da tubulação, distante a 5,1 metros do furo anterior.

138

A Figura 57 apresenta o domínio considerado na modelagem e a batimetria como

vista pelo modelo. Os dados de batimetria com os quais se construiu o mapa da figura

seguinte são os contidos nos pontos da malha de discretização apresentada na Figura 58.

Estes dados foram retirados de cartas náuticas da Diretoria de Hidrografia e Navegação

da Marinha do Brasil.

Figura 57. Batimetria como vista pelo modelo, com base nos dados da malha de discretização do domínio da BTS

considerado.

A Figura 58 ilustra o domínio discretizado. Esta discretização, em 3 dimensões, é

composta por uma pilha de 21 malhas de elementos finitos biquadráticos, contendo um

total de 21×1499 elementos e 21×6858 pontos.

Figura 58. Domínio tridimensional da BTS discretizado com uma pilha de 21 malhas contendo 21× 1499 elementos

finitos biquadráticos totalizando 144018 (= 21×6858) pontos.

139

7.2. MODELAGEM HIDRODINÂMICA

Os dados utilizados na modelagem compreendem: marés, ventos e vazões dos principais

rios afluentes. Uma descrição completa destes dados, juntamente com a calibração e

validação do modelo hidrodinâmico empregado neste trabalho é apresentada em

ROSMAN (2003). Os parágrafos seguintes apresentam uma breve descrição dos dados

utilizados.

As curvas de maré utilizadas foram produzidas a partir de constantes harmônicas

na costa oceânica de Salvador, determinadas durante as campanhas de campo de 1999

pelo Consórcio Hydros-CH2MHill.

Os dados de vento utilizados foram medidos na estação anemométrica de Amara-

lina (Salvador) na posição 13° 00' 55.3" S e 38° 28' 47.7" W.

No que diz respeito a circulação hidrodinâmica costeira a inclusão de vazões flu-

viais dos rios que afluem na Baia de Todos os Santos é irrelevante. Entretanto, de modo

a preservar o realismo dos escoamentos em locais próximos às embocaduras dos rios

principais, as vazões dos rios dos principais rios também estão contempladas no mode-

lo.

7.3. PADRÕES DE CORRENTES

A circulação hidrodinâmica na Baía de Todos os Santos é dominada por forças motrizes

que estão associadas à maré e aos ventos predominantes. O escoamento relevante na

baía é barotrópico, isto é, os gradientes horizontais de pressão devido a declives da su-

perfície livre são muito maiores que os devidos às variações horizontais de densidade.

Com isto, na caracterização da circulação deste corpo d’água, considera-se pertinente o

uso de um modelo de circulação hidrodinâmico que não inclua efeitos baroclínicos

(XAVIER, 2002).

De acordo com TOPÁZIO (2003), a partir de campanhas oceanográficas realizadas,

nos meses de janeiro e maio/junho de 1999, constatou-se que o comportamento hidrodinâ-

mico da área do Rio Vermelho é controlado fundamentalmente pela maré, enquanto que na

área do Jaguaribe o vento aparece como principal forçante hidrodinâmico.

Os ventos sopram predominantemente de SE, durante quase todo o ano, a exceção

dos meses de novembro a janeiro, quando começam a soprar com mais freqüências os

ventos de E e NE. Durante os meses de outono e inverno verifica-se freqüentemente a

ascensão de frentes frias acompanhadas de ventos fortes de sul e sudeste, se deslocando

140

do sul do país em direção ao nordeste. De acordo com XAVIER (2002) é na região de

mar aberto que o efeito da maré meteorológica, mais comumente observada no inverno,

se manifesta com clareza sobre a circulação. Nessa situação, foram observadas correntes

residuais nas proximidades da costa de 20 cm/s a 30 cm/s na direção nordeste, tanto na

análise dos dados de corrente como na modelagem numérica da circulação residual.

As Figuras a seguir representam os padrões de corrente nas situações de maré va-

zante e enchente, quadratura e sizígia, e em condições típicas de verão e inverno. Uma

análise mais detalhada do padrão de correntes na região em diferentes instantes ao longo

dos ciclos de maré é apresentada por ROSMAN et al., (2003, I e II).

7.3.1. Verão

A Figura 59 e a Figura 60 apresentam mapas de circulação hidrodinâmica 2DH, em

situação de meia maré enchente e meia maré vazante de quadratura e sizígia. Durante o

cenário de verão é observado nas imediações do emissário de Jaguaribe um campo de

correntes direcionado para sudoeste, seguindo o padrão de ventos comum na condição

de bom tempo. Entretanto, cabe ressaltar que o comportamento hidrodinâmico no entor-

no do emissário do Rio Vermelho sofre considerável influência das correntes de maré.

141

Figura 59. Condição de quadratura. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velo-

cidades 2DH durante a meia maré enchente e a meia maré vazante.

142

Figura 60. Condição de sizígia. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velocida-

des 2DH durante a meia maré enchente e a meia maré vazante.

7.3.2. Inverno

As figuras seguintes apresentam uma inversão do padrão de correntes existente durante

a condição de bom tempo a partir da passagem de uma frente fria pela região. A Figura

143

61 apresenta mapas de circulação hidrodinâmica 2DH, em situação de meia maré en-

chente e meia maré vazante de quadratura. Durante este período a circulação era domi-

nada pela condição de bom tempo, com as correntes rumando em direção ao quadrante

sul.

Figura 61. Condição de quadratura. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velo-

cidades 2DH durante a meia maré enchente e a meia maré vazante.

144

A Figura 62 seguinte mostra a inversão do campo de correntes durante a passagem

de uma frente fria pela região durante a condição de sizígia. Nesta figura pode ser ob-

servada a inversão das correntes na região do SDORV mesmo durante a maré enchente.

Figura 62. Condição de sizígia. As estampas superior e inferior representam respectivamente o campo de velocida-

des 2DH durante a meia maré enchente e a meia maré vazante.

145

7.4. MODELAGEM DA PLUMA DE CONTAMINANTES

Face às considerações feitas no item 2.3, o presente estudo considera as bactérias Es-

cherichia coli como contaminantes de referência. De acordo com a resolução

CONAMA n° 357 de 2005, esta bactéria é a única espécie do grupo dos coliformes ter-

motolerantes cujo habitat exclusivo é o intestino humano e de animais homeotérmicos,

onde ocorre em densidades elevadas.

A determinação do campo de concentrações referente à da pluma de contaminan-

tes é de grande importância na delimitação das áreas, a partir das quais, as concentra-

ções do contaminante no corpo d’água encontram-se em limites aceitáveis de balneabi-

lidade. Os campos de concentração referentes aos resultados apresentados neste capítulo

possuem como limites aceitáveis valores inferiores a 800 E.coli/100ml de acordo com a

resolução CONAMA n° 274 de 2000. Estes campos de concentração também englobam

limites de concentração classificados como excelentes referentes às concentrações infe-

riores a 200 E.coli/100ml.

Considerando que a radiação solar é o fator de maior relevância na determinação

das cinéticas de decaimento, se faz necessário durante o período da simulação a aquisi-

ção de dados referentes aos fatores que atuam direta ou indiretamente na atenuação da

radiação solar. Esta atenuação ocorre, tanto através da propagação da luz pela atmosfera

quanto pelo meio líquido, até a posição onde a pluma de contaminantes se encontra ao

longo da coluna d’água. O principal fator responsável pela atenuação da luz solar na

atmosfera é o percentual de cobertura existente ao longo do período simulado. De ma-

neira similar os registros de profundidade de Secchi indicam indiretamente o grau de

penetração da luz solar no meio liquido.

A variação vertical de densidade entre o ponto de lançamento do efluente e a su-

perfície livre contribui para a mistura do efluente com o meio, e conseqüentemente pos-

suem influência direta nas características da pluma. A determinação da espessura e da

máxima elevação alcançada pela pluma ao longo da coluna d’água é imprescindível nas

cinéticas de decaimento do contaminante. Estas características da pluma irão determinar

no meio aquático a fração da radiação solar incidente na superfície livre que efetiva-

mente irá atuar ao longo da espessura da pluma.

A modelagem do lançamento simultâneo de efluentes a partir dos Sistemas de

Disposição Oceânicos do Rio Vermelho e Jaguaribe contempla o comportamento das

146

plumas efluentes em dois cenários distintos: verão e inverno. A Tabela 28 a seguir indi-

ca o período de simulação da pluma de contaminantes em cada um destes cenários.

Tabela 28. Período de simulação dos cenários de verão e inverno.

Cenário Início Fim Verão 25/01/2003 12:00 04/02/2003 00:00

Inverno 26/05/2003 12:30 05/06/2003 00:30

7.4.1. Dados utilizados na modelagem da pluma de E.coli

Densidade: A Figura 63 seguinte apresenta de modo sumarizado a variação de densida-

de ao longo dos períodos citados na Tabela 28 acima. Estes dados foram obtidos a partir

de medições durante a 1ª e 2ª Campanhas de campo realizadas pelo Consórcio SDO

Hydros-CH2MHILL e a EMBASA, realizadas durantes os meses de Janeiro, Fevereiro,

Maio e Abril de 2003.

Figura 63. Variação sumarizada dos perfis de densidade ao longo do período de simulação para as condições de

verão e inverno.

147

A partir da Figura 63 acima pode ser observadas maiores variações nos perfis de

densidade durante o verão. As características da estratificação pelas variações de densi-

dade na área do emissário submarino do Rio Vermelho foram avaliadas em estudo reali-

zado em 1993 (GEOHIDRO, 1993, apud TOPÁZIO, 2003), configurando maiores gra-

dientes de densidade durante o verão. Neste mesmo estudo as variações de densidade na

coluna d’água foram mínimas, durante o inverno.

Cobertura de nuvens e profundidade de Secchi: Dados de cobertura de nuvens rela-

tivos à cidade de Salvador para os períodos citados na Tabela 28 foram obtidos através

da Rede de Meteorologia do Comando da Aeronáutica – REDEMET17. Na ausência de

dados de profundidade de Secchi na região de Salvador, foram empregados dados de

medições realizadas ao largo da costa do Rio de Janeiro (CEDAE, 1988). Apesar de se

tratar de locais distintos acredita-se que não haja diferenças muito significativas, uma

vez que os dados do Rio de janeiro foram coletados a aproximadamente 4,5 km da cos-

ta, estando deste modo menos sujeito aos aportes de águas continentais. Estes dados são

apresentados na forma de gráficos na seção seguinte.

7.4.2. Resultados

Os resultados aqui apresentados são divididos em dois cenários distintos: verão e inver-

no. Em cada um destes cenários os resultados são apresentados em duas etapas. A pri-

meira concerne no acoplamento inicial do modelo hidrodinâmico com o modelo de

campo próximo e de decaimento bacteriano. Esta etapa gera todos os “scripts” de deca-

imento do contaminante em função das diversas variáveis ambientais envolvidas no

problema. A segunda etapa refere-se à modelagem da advecção e concentração do con-

taminante a partir dos resultados obtidos na etapa anterior.

Inicialmente se seguem os resultados da primeira etapa de acoplamento respecti-

vamente para o SDORV e SDOJ durante o período de simulação. Estes resultados são

apresentados por figuras subdivididas em três estampas: estampa superior representa as

variações temporais da cobertura de nuvens e em função disto da radiação solar atuante

na superfície livre; a estampa central representa as variações temporais (espessura e

posição) da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de

lançamento do efluente; e a estampa inferior representa a variação temporal da radiação

17 Vide www.redemet.aer.mil.br

148

solar, em função das atenuações provocadas pelas variações: de turbidez, representadas

pela profundidade de Secchi; e das profundidades da pluma. A partir desta variação da

radiação solar, é representada nesta mesma estampa a variação da taxa de decaimento

(T90). Com base na Figura 64 e Figura 65 (cenário de verão) e na Figura 83 e Figura 84

(cenário de inverno), pode ser observada uma elevada variabilidade da taxa de decai-

mento, obedecendo a um comportamento acíclico, diferentemente do que ocorre quando

o acoplamento não é levado em consideração. O decaimento do contaminante depende

indiretamente da ação dos fatores ambientais e do posicionamento da pluma, uma vez

que estes fatores regulam a mitigação da radiação solar. Durante o período noturno o

decaimento do contaminante passa a ser governado pela ação conjunta da temperatura e

salinidade. Apesar das pequenas variações observadas na taxa de decaimento durante o

período noturno, o conhecimento da elevação da pluma permite determinar o decaimen-

to a partir dos valores de temperatura e salinidade na posição considerada.

Em seguida são apresentados os resultados dos mapas de isolinhas de contagem

de E.coli em pluma efluente do SDORV funcionando em conjunto com SDOJ para dife-

rentes instantes de tempo da simulação. As figuras referentes a estes resultados apresen-

tam, para cada um dos emissários, também informações a respeito das características

ambientais e da pluma no instante considerado.

7.4.2.1. Verão

A Figura 64 e a Figura 65 a seguir representam durante a condição típica de verão

respectivamente para o SDOJ e SDORV, a variação temporal de todos os parâmetros

envolvidos na modelagem do contaminante no campo afastado. Para ambos os emissá-

rios foram consideradas as mesmas variações temporais de cobertura nebulosa e pro-

fundidade de Secchi. Com isto, entre os dois emissários, a diferença de radiação solar

incidente sobre as respectivas plumas irá depender exclusivamente da elevação e espes-

sura da pluma.

Durante o cenário de verão houve um aumento no percentual médio de cobertura

de nuvens na segunda metade do período simulado. Considerando que ao longo de toda

simulação as plumas de ambos os emissários permanecem submersas em profundidades

relativamente constantes, a influência significativa nas taxas de decaimento se deve a

variação no percentual de cobertura de nuvens.

Conforme ilustra a Figura 63, a submersão das plumas resulta da maior estratifi-

cação que ocorre no verão.

149

Figura 64. Cenário de verão. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da taxa

de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nu-vens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da elevação e es-pessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento do e-fluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das variações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição referente ao Sistema de Disposição Oceânica do Jaguaribe (SDOJ).

150

Figura 65. Cenário de verão. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da taxa

de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nu-vens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da elevação e es-pessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamento do e-fluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das variações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição referente ao Sistema de Disposição Oceânica do Rio Vermelho (SDORV).

151

As diferenças observadas entre os resultados dos SDOJ (Figura 64) e SDORV

(Figura 65) residem basicamente no posicionamento da pluma ao longo da coluna

d’água. Estas diferenças ocorrem basicamente por dois motivos principais. O primeiro é

a profundidade de lançamento do efluente. No caso do SDORV o efluente é lançado a

uma profundidade de 27 m, enquanto que no caso do SDOJ esta profundidade é de 33m.

Com isto as diferenças de densidade entre o ponto de lançamento do efluente e a super-

fície livre são menores no caso do SDORV. Como resultado, a pluma originada neste

emissário se estabiliza mais próxima da superfície quando comparada à pluma do

SDOJ. O segundo motivo se deve ao ângulo de ação das correntes em relação à tubula-

ção difusora, que no caso do SDORV, a ação paralela é predominante (cf. Figura 66).

Sob esta condição há uma menor diluição inicial do efluente. Conseqüentemente, a

pluma efluente atinge maiores elevações na coluna d’água.

0102030405060708090

100

25/1

/200

3 00

:00

25/1

/200

3 12

:00

26/1

/200

3 00

:00

26/1

/200

3 12

:00

27/1

/200

3 00

:00

27/1

/200

3 12

:00

28/1

/200

3 00

:00

28/1

/200

3 12

:00

29/1

/200

3 00

:00

29/1

/200

3 12

:00

30/1

/200

3 00

:00

30/1

/200

3 12

:00

31/1

/200

3 00

:00

31/1

/200

3 12

:00

1/2/

2003

00:

00

1/2/

2003

12:

00

2/2/

2003

00:

00

2/2/

2003

12:

00

3/2/

2003

00:

00

3/2/

2003

12:

00

4/2/

2003

00:

00

Ang

ulo

corr

ente

s x

difu

sor

Rio VermelhoJaguaribe

Figura 66. Cenário de verão. Ângulo de ação das correntes em relação à tubulação difusora para os emissários do

Rio Vermelho e Jaguaribe. 0° corresponde à ação paralela e 90° corresponde à ação perpendicular.

Outro ponto a ser destacado é a maior oscilação da elevação da pluma do SDORV

em função da alternância na direção das correntes. Esta alternância é decorrente da loca-

lização deste emissário, mais próxima da embocadura da Baia de Todos os Santos, es-

tando deste modo sujeita a uma maior ação das correntes de maré.

A seguir são apresentados mapas de isolinhas de contagem de E.coli em pluma e-

fluente do SDORV funcionando em conjunto com SDOJ em diferentes instantes ao lon-

go do período simulado. As condições ambientais e as características da pluma estão

indicadas no canto inferior direito da figura.

152

Figura 67. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 26/01/2003 às 0:00 hs durante meia maré vazante de quadratura.

O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros.

Figura 68. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 26/01/2003 às 6:00 hs durante meia maré enchente de quadratura.


153



Figura 70. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/01/2003 às 0:00 hs durante maré enchente de quadratura. O

ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros.

154

Figura 71. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/01/2003 às 6:00 hs durante maré vazante de quadratura. O


Figura 72. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/01/2003 às 14:00 hs durante preamar de quadratura. O ponto

vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. Escalas da figura indicadas em metros.

155

Figura 73. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/01/2003 às 0:00 hs durante meia maré enchente de sizígia. O


Figura 74. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/01/2003 às 6:00 hs durante meia maré vazante de sizígia. O


156





157

Figura 77. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/02/2003 às 6:00 hs durante meia maré vazante de sizígia. O




158

Os resultados apresentados nas figuras anteriores indicam que a concentração má-

xima de E.coli ocorre por volta das 6 horas. Isto se deve ao acúmulo de massa do con-

taminante ao longo de todo período noturno. Durante este período a taxa de decaimento

do contaminante atinge seus menores níveis. Em contrapartida, as menores concentra-

ções ocorrem 11 e 15 horas, em virtude dos elevados níveis de radiação solar.

A Figura 79 seguinte corrobora as afirmativas anteriores. Esta figura indica para o

SDOJ e SDORV a variação da massa do contaminante ao longo do período de simula-

ção. Durante o período noturno são observados maiores acúmulos de massa do efluente

originado no emissário do Rio Vermelho em relação ao emissário do Jaguaribe. Isto

ocorre devido à maior vazão do efluente lançado no primeiro emissário. Durante o perí-

odo diurno os efeitos da radiação solar tornam a influência da diferença de vazão menos

significativa.

Figura 79. Cenário de verão. Variação da massa do contaminante lançada pelo SDOJ e SDORV em função das

variações apresentadas na Figura 64 e Figura 65, respectivamente.

A partir da Figura 79 acima pode ser observado que ao longo de cada dia de simu-

lação há instantes onde o acúmulo de massa no meio alterna entre valores mínimos e

valores máximos. Em função da variação simultânea dos parâmetros ambientais, inseri-

da na modelagem através do acoplamento dos modelos, são observadas diferenças tanto

entre os valores máximos de massa acumulada, quanto entre os valores mínimos.

As diferenças de massa existentes entre os instantes de maior acúmulo de massa

são governadas por variações de salinidade e temperatura. Apesar de pouco significati-

159

vas, estas variações ocorrem tanto em função do tempo, quanto em função da posição

do contaminante na coluna d’água. Entre os valores mínimos de massa acumulada no

meio, passam a ser observadas diferenças significativas entre as massas acumuladas

nesses instantes. Isto é justificado em função da elevada variabilidade da radiação solar

devido à variação dos parâmetros ambientais influentes na sua mitigação. A Figura 80

correlaciona, a variação temporal da massa do contaminante lançado no meio por cada

um dos emissários e suas respectivas taxas de decaimento, representadas pelo parâmetro

T90. A partir desta figura torna-se mais fácil o entendimento dos resultados referentes

aos mapas de isolinhas de contagem de E.coli.

Figura 80. Cenário de verão. Correlação entre as taxas de decaimento, representadas pelo parâmetro T90, e varia-

ção temporal de massa. A estampa superior apresenta esta correlação para o SDOJ e a estampa inferior para o SDORV.

Comparando os resultados referentes as isolinhas de concentração dos efluentes

lançados pelos SDOJ e SDORV, são observadas diferenças significativas de concentra-

ção entre as 14 horas dos dias 26/01/2003 e 29/01/2003. A Figura 81 a seguir reproduz

esta comparação. As maiores concentrações de E.coli são observadas no dia 29/01/2003.

Isto é justificado em virtude da diminuição da profundidade de Secchi (aumento da tur-

bidez) na transição do dia 26 para o dia 29. Em águas mais turvas, menor é a penetração

160

da radiação solar no meio. Conseqüentemente, menor é a taxa de decaimento do conta-

minante.

Figura 81. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 26/01/2003 e 29/01/2003 às 14 horas. As

escalas da figura estão indicadas em metros.

O resultado apresentado na Figura 81 anterior pode ser corroborado a partir da

Figura 80, onde se verifica que a massa existente no meio às 14 horas no dia 26 é menor

do que a do dia 29. Esta diferença é mais significativa no caso do efluente do emissário

do Jaguaribe. Explica-se: entre os dias 26 e 29 a pluma do emissário do Jaguaribe se

encontra em profundidades maiores do que a pluma do emissário do Rio Vermelho, e

161

com isto é mais afetada pelo aumento de turbidez do meio (representado pela diminui-

ção da profundidade de Secchi).

Uma dos maiores concentrações de E.coli observadas durante o período diurno é a

que ocorre às 14 horas do dia 2/2/2003. Para efeito de comparação a Figura 82 seguinte

confronta este instante com o mesmo horário do dia 26/01/2003. A explicação para as

maiores concentrações observadas se deve ao percentual de aproximadamente 90% de

cobertura de nuvens no dia 2/2/2003. Isto é confirmado pela maior massa de contami-

nante existente no dia 2/2/2003 se comparada ao dia 26/01/2003 (cf. Figura 80).

Figura 82. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 2/02/2003 e 26/01/2003 às 14 horas. As

escalas da figura estão indicadas em metros.

162

7.4.2.2. Inverno

A Figura 83 e a Figura 84 seguir representam respectivamente para o SDOJ e SDORV,

durante a condição típica de inverno, a variação temporal de todos os parâmetros envol-

vidos na modelagem do contaminante no campo afastado. Para ambos os emissários

foram consideradas as mesmas variações temporais de cobertura nebulosa e profundida-

de de Secchi. Com isto, entre os dois emissários, a radiação solar atuante ao longo da

espessura da pluma irá depender exclusivamente da elevação e espessura da pluma.

Durante o cenário de inverno há um elevado percentual de cobertura de nuvens

(média = 65%), alternando momentos com percentual variando entre 50% e 88%. Isto

atenua ainda mais os menores índices de radiação observados durante este período. Em

contrapartida, as plumas atingem a superfície livre praticamente ao longo de toda simu-

lação e com isto estão mais sujeitas a ação da radiação solar. A condição de pluma su-

perficial em quase toda simulação é justificada uma vez que as variações de densidade

ao longo da coluna d’água são pouco significativas. A Figura 63 apresentada no item

7.4.1 corrobora esta afirmativa.

163

Figura 83. Cenário de inverno. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da

taxa de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nuvens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da eleva-ção e espessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamen-to do efluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das vari-ações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição re-ferente ao Sistema de Disposição Oceânica do Jaguaribe (SDOJ).

164

Figura 84. Cenário de inverno. Variação temporal dos parâmetros ambientais, das características da pluma e da

taxa de decaimento ao longo do verão. A estampa superior ilustra as variações temporais da cobertura de nuvens e da radiação solar na superfície livre. A estampa central representa as variações da eleva-ção e espessura da pluma e das diferenças de densidade entre a superfície livre e o ponto de lançamen-to do efluente. A estampa inferior representa a variação temporal da radiação solar, em função das vari-ações da profundidade de Secchi e das posições da pluma no meio, e as variações do T90. Condição re-ferente ao Sistema de Disposição Oceânica do Rio Vermelho (SDORV).

As diferenças observadas entre as plumas do SDOJ e SDORV se devem à distin-

ção entre as profundidades de lançamento do efluente destes dois emissários, e pelo

165

ângulo de incidência das correntes em relação à tubulação difusora. A Figura 85 repre-

senta o ângulo de ação das correntes em relação à tubulação difusora para os emissários

do Rio Vermelho e Jaguaribe.

0102030405060708090

10026

/5/2

003

00:0

0

26/5

/200

3 12

:00

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/200

3 00

:00

27/5

/200

3 12

:00

28/5

/200

3 00

:00

28/5

/200

3 12

:00

29/5

/200

3 00

:00

29/5

/200

3 12

:00

30/5

/200

3 00

:00

30/5

/200

3 12

:00

31/5

/200

3 00

:00

31/5

/200

3 12

:00

1/6/

2003

00:

00

1/6/

2003

12:

00

2/6/

2003

00:

00

2/6/

2003

12:

00

3/6/

2003

00:

00

3/6/

2003

12:

00

4/6/

2003

00:

00

4/6/

2003

12:

00

5/6/

2003

00:

00

Ang

ulo

corr

ente

s x

difu

sor

Rio VermelhoJaguaribe

Figura 85. Cenário de inverno. Ângulo de ação das correntes em relação à tubulação difusora para os emissários do

Rio Vermelho e Jaguaribe. 0° corresponde à ação paralela e 90° corresponde à ação perpendicular.

De maneira comparativa ao cenário de verão (cf. Figura 66), no cenário de inver-

no há uma menor alternância de correntes na tubulação difusora do SDORV. Isto ocorre

uma vez que durante a passagem de uma frente fria ocorre temporariamente uma inver-

são do campo de correntes para nordeste, atenuando em alguns instantes a influência das

correntes de maré durante os períodos de enchente.

As figuras seguintes são referentes aos resultados dos mapas de isolinhas de con-

tagem de E.coli das plumas efluentes do funcionamento conjunto SDORV e SDOJ para

diferentes instantes da simulação. As condições ambientais e as características da pluma

estão indicadas no canto inferior direito da figura. A partir da Figura 87 pode ser obser-

vada uma inversão do campo de correntes durante a passagem de uma frente fria sobre a

região.

166

Figura 86. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 28/05/2003 às 0:30 hs durante maré vazante de quadratura. O

ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.

Figura 87. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 28/05/2003 às 6:30 hs durante maré enchente de quadratura. O


167


O ponto vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.

Figura 89. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/05/2003 às 0:30 hs durante preamar de quadratura. O ponto

vermelho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.

168

Figura 90. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 29/05/2003 às 6:30 hs durante baixa-mar de quadratura. O ponto


Figura 91. Plumas do SDORV e do SDOJ no 29/05/2003 às 14:30 hs durante meia maré vazante de quadratura. O


169

Figura 92. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/05/2003 às 0:30 hs durante maré enchente de sizígia. O ponto


Figura 93. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/05/2003 às 6:30 hs durante baixa-mar de sizígia. O ponto ver-

melho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.

170

Figura 94. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 31/05/2003 às 14:30 hs durante preamar de sizígia. O ponto ver-

melho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.

Figura 95. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/06/2003 às 0:30 hs durante maré enchente de sizígia. O ponto


171

Figura 96. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/06/2003 às 6:30 hs durante maré vazante de sizígia. O ponto


Figura 97. Plumas do SDORV e do SDOJ no dia 2/06/2003 às 14:30 hs durante preamar de sizígia. O ponto verme-

lho indicado no gráfico representa o módulo da corrente no instante em questão na região do SDORJ. As escalas da figura estão indicadas em metros.

172

De maneira similar ao cenário de verão, nos resultados anteriormente apresenta-

dos se verifica que as máximas concentrações de E.coli ocorrem perto do amanhecer,

devido ao acúmulo de massa deste contaminante, desde instantes antes do anoitecer, até

o amanhecer. Este aumento gradual de massa é interrompido ao amanhecer devido à

ação da radiação solar. Após este instante a massa do contaminante passa a diminuir

gradativamente até atingir seu mínimo entre 11 e 15 horas devido aos elevados níveis de

radiação solar. A Figura 98 corrobora as afirmativas acima.

Figura 98. Cenário de inverno. Variação da massa do contaminante lançada pelo SDOJ e SDORV em função das

variações apresentadas na Figura 83 e Figura 84, respectivamente.

Com base na figura acima, durante o período noturno, a maior vazão do Emissário

do Rio vermelho (6,6 m³/s), comparada à do emissário do Jaguaribe (5 m³/s), justifica os

maiores acúmulos de massa originada do primeiro emissário. Os efeitos da radiação

solar tornam a influência da diferença de vazão menos significativa.

De modo similar ao cenário de verão as diferenças observadas entre os pontos de

máximo acúmulo de massa são governadas em grande parte pelas variações de salinida-

de e temperatura nestes instantes. Adicionalmente, estes pontos de máximo podem ser

influenciados por massas de contaminantes originadas no período diurno, em situações

ambientais onde o decaimento é mitigado. Exemplos: pluma submersa; elevado percen-

tual de cobertura de nuvens e turbidez. As diferenças entre os pontos mínimos de acú-

mulo de massa são mais significativas em função das variações que ocorrem nos níveis

de radiação solar.

173

A Figura 99 correlaciona, a variação temporal da massa do contaminante lançado

no meio por cada um dos emissários e suas respectivas taxas de decaimento. A partir

desta figura torna-se mais fácil o entendimento dos resultados referentes aos mapas de

isolinhas de contagem de E.coli.

Figura 99. Cenário de inverno. Correlação entre as taxas de decaimento, representadas pelo parâmetro T90, e

variação temporal de massa. A estampa superior apresenta esta correlação para o SDOJ e a estampa in-ferior para o SDORV.

O objetivo do acoplamento dos modelos é inserir na modelagem da pluma de

E.coli a variação simultânea de parâmetros ambientais relevantes no decaimento deste

microrganismo indicador no ambiente marinho. Com isto a variação de massa do con-

taminante passa a ter um comportamento acíclico. Objetivando mostrar a influência do

acoplamento dos modelos são destacadas e comentadas, nos parágrafos seguintes, as

principais diferenças apresentadas nos resultados anteriores, referentes aos mapas de

concentração de E.coli, e suas causas.

Comparando os resultados do campo de concentrações de E.coli referente às

14:30 entre os dias 28/05/03 e 29/05/03, observa-se maiores concentrações de E.coli no

segundo dia. A Figura 100 seguinte reproduz esta comparação. O aumento do campo de

174

concentração das originadas nos SDOJ e SDORV do dia 28 para o dia 29 é justificado

pela conjunção dos seguintes fatores: aumento de cobertura nebulosa de 50 para 88%;

aumento da turbidez ambiente; e, no caso do SDOJ, submersão da pluma inicialmente

superficial para 4,3 metros de profundidade.

Figura 100. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 28/05/2003 e 29/05/2003 às 14:30 hs. Esca-

las da figura indicadas em metros.

De acordo com a Figura 99 anterior é verificado que o ponto mínimo de massa

acumulada das 14:30 do dia 28, referente ao SDORV, é ligeiramente inferior ao ponto

mínimo correspondente ao mesmo horário do dia 31. A Figura 101 seguinte reproduz

esta comparação. A diminuição observada no campo de concentração de E.coli entre os

instantes referidos acima é justificada pela diminuição dos níveis de turbidez ambiente,

175

que mitiga a penetração de luz ao longo da espessura da pluma. Adicionalmente, com

relação ao SDOJ, apesar de pouco significativa, as maiores concentrações observadas

no dia 28 se devem, além da maior turbidez neste dia, pela submersão do efluente origi-

nado neste emissário.



A Figura 102 seguinte representa uma comparação dos campos de concentração

de E.coli, referente às 14:30 entre os dias 29/05 e 02/06. Nesta comparação, entretanto,

os efluentes do SDOJ e SDORV se comportam de maneira distinta. Com base na Figura

99 se verifica que de 29/05 para 02/06 há um aumento na massa do contaminante no

caso do SDOJ. No caso do SDORV, ocorre o oposto. A justificativa para estas diferen-

176

ças é discutida separadamente para cada emissário. Conforme ilustra a Figura 84, no

caso do SDORV, entre os instantes acima considerados, a pluma está em contato com a

superfície livre. Com isto a maior concentração observada no dia 29/05 é justifica pelo

maior nível de turbidez no meio, que limita a ação da radiação solar no decaimento do

contaminante.

No caso do SDOJ, o maior campo de concentrações do efluente às 14:30 do dia

02/06 se deve ao fato de a pluma ter estado submersa nas 30 horas anteriores (cf. Figura

83). Com isto a concentração no instante considerado é influenciada pelas taxas de de-

caimento dos instantes anteriores.



177

A Tabela 29 a seguir apresenta uma comparação entre as taxas de decaimento an-

teriores aos instantes especificados na Figura 102.

Tabela 29. Comparação entre as taxas de decaimento nos instantes anteriores às 14:30 nos dias 29/05 e 02/06.

Tempo T90 (hs) Tempo T90 (hs) 29/5/2003 10:30 4.78 2/6/2003 10:30 7.36 29/5/2003 11:30 4.44 2/6/2003 11:30 6.47 29/5/2003 12:30 5.02 2/6/2003 12:30 5.8 29/5/2003 13:30 6.38 2/6/2003 13:30 5.45 29/5/2003 14:30 8.81 2/6/2003 14:30 6.28

Valor médio 5.88 Valor médio 6.27

A Figura 103 a seguir apresenta uma comparação entre instantes onde as concen-

trações de E.coli no meio são máximas. Conforme ilustrado na Figura 99 anterior há

uma aumento da massa acumulada do efluente lançado pelo SDOJ do amanhecer do dia

31/05/03 para o amanhecer do dia 2/06/03. Isto é justificado pelas diferenças de salini-

dade e temperatura que ocorrem entre estes instantes em função da profundidade em

que a pluma efluente se encontra: a pluma inicialmente superficial no dia 31/05 sub-

merge até 6,1 metros de profundidade no dia 2/06. No caso do efluente lançado pelo

SDORV esta diferença é muito pouco significativa. Mesmo o efluente submerso a 3,8

metros no dia 2/06, não ocorreram diferenças significativas de salinidade e temperatura

em relação ao dia 31/05.

178

Figura 103. Comparação entre a pluma de contaminantes entre os dias 31/05/2003 e 02/06/2003 às 6:30 hs.

7.4.3. Conclusões e recomendações

As diferentes escalas espaciais e temporais envolvidas no processo de mistura do

efluente sanitário em águas marinhas dificultam a concepção de um único modelo na

avaliação do impacto provocado pelo lançamento deste efluente no meio. Objetivando

sanar estas dificuldades, autores como ZHANG & ADAMS, 1999, BLENINGER &

JIRKA, 2004, HILLEBRAND, 2003, BLENINGER, 2006 propuseram o acoplamento

entre modelos de campo próximo e campo afastado.

179

Na avaliação de qualidade de águas, bactérias do grupo coliforme são utilizadas

como contaminantes referenciais. Em se tratando de um contaminante não conservativo,

a quantificação de seu decaimento e o conhecimento de seus principais fatores influen-

tes constitui-se um dos pontos principais a ser inserido no acoplamento entre os mode-

los. Com isso, o acoplamento de modelos de campo próximo e campo afastado com

incorporação de um modelo de decaimento bacteriano na avaliação de plumas de emis-

sários submarinos é o foco deste trabalho.

A radiação solar tem se mostrado como fator de grande relevância no decaimento

de bactérias no ambiente marinho. Temperatura e salinidade são fatores secundários e

relevantes apenas na ausência de radiação solar.

Diversas formulações matemáticas que quantificam o decaimento de bactérias in-

dicadoras de contaminação fecal em função dos fatores acima relacionados foram avali-

adas (BELLAIR et al., 1977; CHAMBERLIN & MITCHELL, 1978; MANCINI, 1978;

ŠOLIĆ & KRSTULOVIĆ, 1992; CANTERAS et al., 1995; SARIKAYA & SAATÇI,

1995; GUILLAUD et al., 1997; YANG et al., 2000). Dentre estas formulações foi veri-

ficada uma boa correlação entre as propostas por MANCINI, (1978); CANTERAS et

al., (1995); SARIKAYA & SAATÇI, (1995); GUILLAUD et al., (1997). Por se tratar

de um modelo baseado em uma vasta base de dados e por considerar a ação simultânea

das variações de temperatura, salinidade e radiação solar, é recomendado o modelo de

MANCINI (1978).

Os índices de concentração de E.coli no meio possuem uma elevada correlação

com os níveis de radiação solar incidente. Isto é, todos os parâmetros meteorológicos e

oceanográficos que interferem direta e indiretamente na intensidade de radiação solar

são de grande relevância na modelagem da pluma de E.coli no campo afastado.

O uso de modelos de campo próximo, na determinação das principais característi-

cas da pluma tais como espessura e profundidade de confinamento, mostrou-se de gran-

de valia na mensuração da intensidade de radiação solar incidente sobre a pluma, e con-

seqüentemente na quantificação da variação horária das taxas de decaimento bacteriano.

Cabe também ressaltar que o conhecimento de outros fatores que determinam indireta-

mente a intensidade de radiação solar incidente, tais como turbidez e estratificação da

coluna d’água, condições meteorológicas, geográficas e sazonais, passam a ocupar uma

posição de extrema relevância na modelagem de pluma de emissários submarinos de

esgotos.

180

Como estudo de caso foi avaliado o impacto ambiental causado pelo lançamento

conjunto de efluentes sanitários dos sistemas de disposição oceânica do Rio Vermelho

(SDORV) e Jaguaribe (SDOJ), localizados na região metropolitana de Salvador. Esta

avaliação considera dois cenários distintos: verão e inverno. Com os modelos trabalhan-

do de forma acoplada, pôde se verificar a sensibilidade dos índices de concentração do

contaminante no meio face às variações simultâneas de temperatura, salinidade e radia-

ção solar no decaimento do contaminante. Além das variações temporais de temperatura

e salinidade ao longo do período simulado, o acoplamento passou a incluir variações

adicionais destes parâmetros, em função do posicionamento da pluma na coluna d’água,

uma vez que passam a ser fornecidos na modelagem séries temporais dos perfis de tem-

peratura e salinidade. Com relação a radiação solar, este posicionamento é ainda mais

relevante. Dependendo da profundidade em que o efluente se encontra pode ocorrer

uma grande mitigação da radiação solar, e a conseqüente minimização das taxas de de-

caimento bacteriano. Variações temporais dos níveis de turbidez também podem ocasi-

onar efeito semelhante.

Durante o verão as plumas efluentes dos emissários do Rio Vermelho e Jaguaribe

permaneceram submersas durante toda simulação. Isto é resultante dos maiores gradien-

tes de densidade que ocorrem na coluna d’água durante o verão. No cenário de inverno

os gradientes de densidade são mínimos, originando plumas superficiais praticamente

em toda simulação.

As concentrações de E.coli em águas adjacentes aos pontos de lançamento do e-

fluente foram maiores no verão. Apesar dos maiores níveis de radiação solar que ocor-

rem durante este período, as plumas permaneceram submersas. Isto contribuiu com a

mitigação da radiação atuante sobre a pluma durante o verão.

Tanto no cenário de verão quanto no de inverno, a massa de contaminante lançada

pelo SDORV é maior do que a lançada pelo SDOJ. Isto ocorre devido a maior vazão de

lançamento do efluente do primeiro emissário. Entretanto, a maior massa do contami-

nante lançada pelo SDORV é compensada por uma maior taxa de decaimento que ocor-

re pelo fato da pluma deste emissário estar mais próxima à superfície. As plumas do

SDORV são mais superficiais dos que as plumas do SDOJ pelos seguintes motivos:

1. Menor profundidade de lançamento do efluente: o lançamento do efluente pelo SDORV é feito a 27 metros de profundidade. No caso do SDOJ o e-fluente é lançado a uma profundidade de 33 metros;

181

2. Maior vazão: considerando a menor densidade do efluente em relação à densidade do meio, quanto maior a vazão de lançamento maior é a tendên-cia de atingir a superfície livre;

3. Direção das correntes em relação à tubulação difusora: no caso do SDORV, na maior parte do tempo a ação das correntes é paralela à tubula-ção difusora. Sob esta condição há uma menor diluição inicial do efluente, uma vez que os jatos efluentes se fundem imediatamente. Conseqüente-mente, a pluma efluente atinge maiores elevações na coluna d’água.

A partir dos resultados apresentados referentes as isolinhas de concentração de

E.coli, se verifica que as maiores concentrações ocorrem em instantes antes do amanhe-

cer. Com o início da ação da radiação solar começa a haver uma diminuição gradativa

dos níveis de concentração, até atingir seu mínimo entre 11 e 15 horas.

A massa de contaminante existente no meio se alterna entre níveis máximos e mí-

nimos. As diferenças observadas entre os pontos de máximo acúmulo de massa são go-

vernadas em grande parte pelas variações de salinidade e temperatura nestes instantes.

Adicionalmente, estes pontos de máximo podem ser influenciados por massas de con-

taminante originadas no período diurno, em situações ambientais onde o decaimento é

extremamente mitigado, como pluma submersa, elevado percentual de cobertura de nu-

vens e turbidez. As diferenças entre os pontos mínimos de acúmulo de massa são mais

significativas em função das variações que ocorrem nos níveis de radiação solar.

A partir dos resultados apresentados e de estudos anteriormente realizados por

ROSMAN (2003, 2004) constata-se que o Emissário do Rio Vermelho compromete a

qualidade de águas das praias adjacentes à região metropolitana de Salvador. No sentido

de minimizar este problema recomenda-se um aumento no nível de tratamento do eflu-

ente lançado e/ou uma diminuição na vazão lançada neste emissário, a partir da constru-

ção de um segundo emissário.

A modelagem de microrganismos indicadores de contaminação fecal no ambiente

marinho apresenta relativa complexidade face às diversas variáveis, ambientais e relati-

vas ao efluente, envolvidas no processo. Como conseqüência, o resultado da modelagem

passa a depender de diversas combinações destas variáveis. O acoplamento entre os

modelos hidrodinâmico, campo próximo, decaimento bacteriano e campo afastado,

permite aproximar a modelagem de condições reais, passando a absorver a combinações

das variáveis envolvidas no processo. Deste modo o acoplamento de modelos constitui-

se em uma importante ferramenta de avaliação de impactos ambientais no caso do lan-

çamento de efluentes domésticos em águas costeiras. Entretanto recomenda-se a reali-

zação de campanhas de campo na avaliação desta ferramenta numérica.

182

Considerando que no lançamento de efluentes a partir de emissários submarinos,

as escalas horizontais do problema são muitas ordens de grandeza superiores à escala

vertical, entende-se que a adoção de um campo hidrodinâmico bidimensional seja razo-

ável.

A concentração de microrganismos indicadores de contaminação fecal no esgoto

bruto é um dos principais dados de entrada em modelos de qualidade de águas. Entre-

tanto, pode variar muitas ordens de grandeza entre diferentes localidades, e com isso

produzir alterações significativas nas dimensões da pluma modelada. Este fato pode

contribuir para decisões equivocadas sobre a eficiência de um sistema de disposição

oceânica. Posto isto, recomendam-se avaliações específicas destas concentrações, inclu-

indo, se possível, flutuações diurnas e sazonais.

Todos os modelos matemáticos de decaimento apresentados neste trabalho foram

desenvolvidos em outros países, e com isto apresentam particularidades de uma micro-

biota local, onde foram realizados os experimentos. Com base nisto, é fortemente reco-

mendada a avaliação e a quantificação do decaimento de bactérias indicadoras de con-

taminação fecal em águas brasileiras. Isto é positivo tanto na validação dos modelos de

decaimento até aqui empregados, quanto no desenvolvimento de um modelo mais ade-

quado as nossas condições ambientais.

183

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