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MODELAGEM MATEMÁTICA DA QUALIDADE DA ÁGUA DA BAÍA DE PARANAGUÁ PARA AVALIAR OS POSSÍVEIS IMPACTOS DO

LANÇAMENTO DE EFLUENTE TRATADO DO PORTO PONTAL

CURITIBA/PR, MAIO DE 2014

ii

MODELAGEM MATEMÁTICA DA QUALIDADE DA ÁGUA DA BAÍA DE PARANAGUÁ PARA AVALIAR OS POSSÍVEIS IMPACTOS DO LANÇAMENTO DE

EFLUENTE TRATADO DO PORTO PONTAL

CONTRATANTE:

ELABORAÇÃO E RESPONSABILIDADE:

EQUIPE TÉCNICA

Coordenação Geral

André Luciano Malheiros, Dr. Eng. Civil – CREA PR-67038/D

Helder Rafael Nocko, MSc. Eng. Ambiental – CREA PR-86285/D

Consultoria Técnica

Cynara L. N. Cunha, Dr. Eng. Civil

José Eduardo Gonçalves, Dr. Físico

Tobias Bleninger, Dr. Ing. Eng. Civil

DIVULGAÇÃO RESTRITA

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APRESENTAÇÃO

Apresentamos à PORTO PONTAL PARANÁ o produto, intitulado “MODELAGEM

MATEMÁTICA DA QUALIDADE DA ÁGUA DA BAÍA DE PARANAGUÁ PARA

AVALIAR OS POSSÍVEIS IMPACTOS DO LANÇAMENTO DE EFLUENTE TRATADO

DO PORTO PONTAL”.

EnvEx Engenharia e Consultoria

Modelagem Lançamento Efluente Tratado Baía de Paranaguá

Porto Pontal

Tel : (41)3053-3487| envex@envexengenhar ia .com.br | www.envexengenhar ia .com.br

Rua Doutor Jorge Meyer Fi lho, 93 – Jardim Botânico | CEP 80.210 -090 | Cur i t iba – PR EnvEx Engenhar ia e Consultor ia S/S Ltda EPP | CNPJ 08.418.789/0001 -07

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SUMÁRIO

SUMÁRIO .................................................................................................................................................... 4

LISTA DE FIGURAS.................................................................................................................................... 5

LISTA DE TABELAS ................................................................................................................................... 7

1. Introdução ........................................................................................................................................... 8

2. Qualidade Ambiental de Águas Superficiais no Entorno do Empreendimento TPPP ......................... 9

2.1. Ponto de amostragem P01......................................................................................................... 12 2.2. Ponto de amostragem P02......................................................................................................... 14 2.3. Ponto de amostragem P03......................................................................................................... 17 2.4. Ponto de amostragem P04......................................................................................................... 19 2.5. Considerações finais .................................................................................................................. 21

3. Características do Tratamento e do Lançamento do Efluente .......................................................... 22

4. Simulações da mistura no Campo Próximo ...................................................................................... 24

4.1. Modelo CORMIX ........................................................................................................................ 24 4.1. Cenário para simulação ............................................................................................................. 25 4.2. Simulação da pluma ................................................................................................................... 26 4.3. Considerações sobre a zona de mistura .................................................................................... 29

5. Simulações do Campo Afastado com o SISBAHIA .......................................................................... 31

5.1. Descrição do SISBAHIA ............................................................................................................. 32 5.2. Dados Utilizados ........................................................................................................................ 55

5.2.1. Dados Batimétricos ............................................................................................. 55 5.2.2. Grade Numérica .................................................................................................. 56 5.2.3. Dados Meteorológicos ......................................................................................... 57 5.2.4. Maré .................................................................................................................... 59

5.3. Simulações Hidrodinâmicas ....................................................................................................... 60 5.3.1. Resultados do Modelo Hidrodinâmico ................................................................. 61

5.4. Simulações da Qualidade da água – Campo Afastado .............................................................. 62 5.4.1. Cenários Simulados ............................................................................................ 63 5.4.2. Resultados para qualidade da água .................................................................... 64

6. Conclusões e recomendações .......................................................................................................... 74

7. Referências Bibliográficas ................................................................................................................ 76

Anexo 1 – Laudos das Análises Laboratoriais ........................................................................................... 78

Anexo 2 – Projeto da Estação de Tratamento dos Efluentes .................................................................... 79

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LISTA DE FIGURAS

Figura 1 – Localização dos pontos de amostragem de águas superficiais no entorno do empreendimento TPPP ......................................................................................................................................................... 10

Figura 2 – Coleta d’água no ponto de amostragem P01. (EnvEx, 2014) .................................................. 12

Figura 3 – Medição de parâmetros in situ no ponto de coleta P02. (EnvEx, 2014) ................................... 15

Figura 4 – Amostragem d’água no ponto de coleta P03. Ao fundo, notam-se estruturas do empreendimento Techint. (EnvEx, 2014) .................................................................................................. 17

Figura 5 – Medição de parâmetros in situ no ponto de coleta P04. (EnvEx, 2014) ................................... 19

Figura 6: Esquema do CORMIX para orientação do tubo de lançamento e da velocidade do ambiente. (reproduzido de Jirka et al., 1996) ............................................................................................................. 25

Figura 7: Variação da velocidade e elevação da maré como simulado no modelo do campo afastado para o ponto perto do lançamento indicando os seis tempos característicos das simulações do CORMIX ...... 26

Figura 8 - Resultados (visualização distorcida) para os primeiros 100 metros após o lançamento – tempo 4 ................................................................................................................................................................ 29

Figura 9 - Resultados (visualização distorcida) para os primeiros 100 metros após o lançamento – tempo 5 ................................................................................................................................................................ 29

Figura 10 - Processos simulados na dinâmica do fitoplâncton .................................................................. 33

Figura 11 - Processos simulados no ciclo do nitrogênio ........................................................................... 34

Figura 12 - Processos simulados no ciclo do fósforo ................................................................................ 34

Figura 13 - Processos simulados na dinâmica OD-DBO ........................................................................... 35

Figura 14 – Modelo digital do fundo submarino do CEP ........................................................................... 56

Figura 15 – Modelo digital do fundo submarino do CEP ........................................................................... 57

Figura 16 – Valores de velocidade do vento na região do empreendimento – Estação Ilha do Mel do SIMEPAR. ................................................................................................................................................. 58

Figura 17 – Valores de direção do vento na região do empreendimento – Estação Ilha do Mel do SIMEPAR. ................................................................................................................................................. 58

Figura 18 – Campo de velocidade – Sizígia vazante ................................................................................ 61

Figura 19 – Campo de velocidade em detalhe – Sizígia vazante .............................................................. 62

Figura 20 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 1, maré de sizígia, vazante ................................ 65

Figura 21 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 1, maré de quadratura, enchente ....................... 66

Figura 22 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 2, maré de sizígia, vazante ................................ 66

Figura 23 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 2, maré de quadratura, enchente ....................... 67

Figura 24 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 1, maré de sizígia, vazante ............ 67

Figura 25 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 1, maré de quadratura, enchente .. 68

Figura 26 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 2, maré de sizígia, vazante ............ 68

Figura 27 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 2, maré de quadratura, enchente .. 69

Figura 28 – Distribuição de OD para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de sizígia, vazante .......................................................................................................................................... 70

Figura 29 – Distribuição de OD para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de quadratura, enchente ................................................................................................................................ 70

Figura 30 – Distribuição de fósforo total para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de sizígia, vazante............................................................................................................................ 71




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Figura 31 – Distribuição de fósforo total para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de quadratura, enchente .................................................................................................................. 71

Figura 32 – Distribuição de amônia para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de sizígia, vazante ..................................................................................................................................... 72

Figura 33 – Distribuição de amônia para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de quadratura, enchente ........................................................................................................................... 73




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LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Resultados das análises de qualidade d’água no ponto P01, para campanhas realizadas nos dias 24 de março e 15 de maio de 2014. .................................................................................................. 13




Tabela 5: Características do efluente a ser lançado ................................................................................. 22

Tabela 6: Características do lançamento .................................................................................................. 23

Tabela 7: Resultados do CORMIX para o campo próximo ........................................................................ 27

Tabela 8 – Variáveis simuladas no modelo. .............................................................................................. 32

Tabela 9 - Lista de parâmetros e coeficientes usados no MQA, com valores usuais. ............................... 52

Tabela 10: Constantes harmônicas de maré utilizadas como condição de contorno. ............................... 59

Tabela 11: Condições de contorno no contorno aberto – limite Leste do domínio. ................................... 64




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1. INTRODUÇÃO

Este relatório apresenta a simulação da dispersão do efluente tratado do

empreendimento TPPP na baía de Paranaguá. Dessa forma, este produto atende à

condicionante 2.10 da Licença Prévia (Renovação) 376/2010 de 11/03/2013. Além

disso, ao se apresentar campanhas de monitoramento da qualidade da água, inclusive

do parâmetro coliformes termotolerantes, se atende à condicionante 2.8.

Para prever os possíveis impactos do futuro lançamento do efluente sobre a

qualidade da água, foram utilizados dois modelos: 1) CORMIX, aplicado para a região

próxima ao lançamento, chamada de campo próximo, onde a dinâmica da pluma é

influenciada pelas características do lançamento; 2) SISBAHIA, para analisar a região

subsequente, onde o meio passa a determinar os processos de transporte do poluente,

e as reações bioquímicas passam a ser mais significativas.

As simulações são apresentadas considerando o período de operação do

empreendimento portuário. O lançamento de efluente tratado acontecerá desde a fase

de implantação do porto, no entanto, aqui é simulado o caso mais crítico, a operação,

quando o volume de efluente tratado lançado na baía de Paranaguá será maior.

Ainda no segundo capítulo do relatório é apresentada a caracterização da

qualidade da água feita a partir de uma campanha de monitoramento da qualidade da

água estuarina do entorno do empreendimento.

No terceiro capítulo são mostradas as simulações e os resultados da

modelagem que utilizou o CORMIX. Em seguida, no quarto capítulo, são mostrados os

dados utilizados, as simulações realizadas e os resultados obtidos com o SISBAHIA.

Ao final do estudo são apresentadas as conclusões e as referências

bibliográficas consultadas.




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2. QUALIDADE AMBIENTAL DE ÁGUAS SUPERFICIAIS NO

ENTORNO DO EMPREENDIMENTO TPPP

Com o objetivo de apresentar um diagnóstico fundamentando em dados

primários da qualidade ambiental das águas superficiais, definiu-se 4 pontos de

amostragem nas proximidades do empreendimento TPPP. Para tanto, realizaram-se

campanhas de amostragem in situ nos dias 24 de março e 15 de maio de 2014. A

disposição espacial dos pontos de amostragem encontra-se ilustrada pela Figura 1.




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Figura 1 – Localização dos pontos de amostragem de águas superficiais no entorno do empreendimento TPPP




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Em campo mediram-se diretamente os parâmetros temperatura da água,

oxigênio dissolvido, potencial hidrogeniônico (pH) e condutividade elétrica. Para

aferição dos parâmetros em campo, utilizaram-se os seguintes equipamentos:

pHmetro portátil digital Mv / pH / Temperatura pH - 221, marca Luthron;

Oxímetro portátil - Medidor de oxigênio atmosférico e dissolvido,

temperatura do ar e da água, DO-5519, marca Luthron;

Condutivímetro portátil CD-4301, marca Luthron;

Medidor multiparâmetro SX-751, marca Sanxin.

Após a realização das coletas, enviaram-se as amostras devidamente

preservadas para laboratórios, onde se efetuaram análises pertinentes a padrões de

qualidade d’água estabelecidos pela Resolução CONAMA nº 357/2005 (Anexo 1 –

laudos das análises laboratoriais). Para o enquadramento dos corpos d’água tomou-se

por referência a portaria SUREHMA nº 005/1989, que enquadra os cursos d’água da

bacia litorânea paranaense.

Concernente à portaria SUREHMA nº 005/1989, esta apresenta sua redação

fundamentada nas classes estabelecidas pela Resolução CONAMA nº 020/1986,

posteriormente alterada pela Resolução CONAMA nº 357/2005. Entre as principais

alterações pertinentes ao presente estudo, destaca-se o desmembramento da classe 7,

referente às águas salobras, em quatro classes (especial, 1, 2 e 3). Entretanto, a

Resolução CONAMA nº 357/2005 versa em seu Art. 42 que:

Enquanto não aprovados os respectivos enquadramentos, as águas doces serão consideradas classe 2, as salinas e salobras classe 1, exceto se as condições de qualidade atuais forem melhores, o que determinará a aplicação da classe mais rigorosa correspondente.

O empreendimento TPPP localiza-se em região de transição entre águas salobras e

salinas. Segundo a Resolução CONAMA nº 357/2005, as águas salobras apresentam

salinidade superior a 0,5%o e inferior a 30%o, enquanto que as águas salinas possuem

salinidade igual ou superior a 30%o. Como a portaria SUREHMA nº 005/1989 não




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especifica o enquadramento das águas do CEP, serão utilizados para comparação os

parâmetros definidos para as classes 1 de águas salobras e salinas pela Resolução

CONAMA nº 357/2005, pois há variação de salinidade dessa região, podendo a água

em alguns momentos ser salina.

Assim, com a finalidade de conhecer a qualidade ambiental dessas águas,

executaram-se amostragens em 4 locais distribuídos no entorno do empreendimento

TPPP. Nos subcapítulos a seguir, apresentam-se os resultados das análises

laboratoriais e das medições realizadas em campo, para ambas as campanhas.

2.1. Ponto de amostragem P01

O ponto de amostragem P01 localiza-se nas proximidades da área do

empreendimento Techint (Figura 1), em localização a direita de onde deverá ser

lançado o efluente tratado do TPPP. Com a finalidade de conhecer a qualidade

ambiental d’água, nos dias 24 de março e 15 de maio de 2014 executaram-se

amostragens neste local (Figura 2). Os resultados obtidos com as análises podem ser

visualizados na Tabela 1.

Figura 2 – Coleta d’água no ponto de amostragem P01. (EnvEx, 2014)




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De maneira geral, os resultados das análises de qualidade d’água realizadas em

campo e em laboratório demonstram que o ponto amostrado (P01) encontra-se de

acordo com grande parte dos limites estabelecidos pela Resolução CONAMA nº

357/2005 para corpos d’água Classe 1 , tanto para águas salinas, como salobras.

Tabela 1 - Resultados das análises de qualidade d’água no ponto P01, para campanhas realizadas nos dias 24 de março e 15 de maio de 2014.

Parâmetro Unidade L.Q** Resultado da Amostragem

Limites da Resolução CONAMA 357/2005

Classe 1 – águas salobras

Classe 1 – águas salinas

Temperatura da Água* °C 2,0 26,51ª

/ 24,02ª

- -

Oxigênio Dissolvido* mg/L 0,1 5,61ª

/ 7,12ª

>5,0 >6,0

Condutividade Elétrica* mS/cm 0,1 51,51ª

/ 46,52ª

- -

pH* - 0,01 8,01ª

/ 8,242ª

6,5 a 8,5 6,5 a 8,5

DQO - Demanda Química de Oxigênio

mg/L 15,0 <15,01ª

- -

DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio

mg/L 2,0 <2,01ª

- -

Sólidos Suspensos Totais mg/L 10,0 42,51ª

- -

Sólidos Totais mg/L 10,0 39.7001ª

- -

Óleos e Graxas Totais mg/L 5,0 <5,01ª

Virtualmente

ausentes Virtualmente

ausentes

Nitrogênio Amoniacal mg/L 0,3 2,51ª

0,40 0,40

Nitratos mg/L 0,05 1,051ª

0,40 0,40

Nitrogênio Orgânico mg/L 0,5 9,401ª

- -

Nitrogênio Total mg/L 2,5 13,01ª

- -

Amônia mg/L 0,3 3,211ª

- -

Fósforo Inorgânico mg/L 0,03 <0,031ª

- -

Fósforo Orgânico mg/L 0,03 <0,031ª

- -

Fósforo Total mg/L 0,03 0,051ª

0,124 0,062

Salinidade %o 1,0 321ª

- -

Surfactantes mg/L 0,01 0,191ª

0,02 0,2

Clorofila µg/L 1,0 1,231ª

- -

Coliformes Termotolerantes UFC/100

mL 1,0 7,8

2ª 1000 1000

* Parâmetros medidos em campo

** Limite de quantificação do método analítico

1ª

Primeira campanha de campo (24/03/2014)

2ª

Segunda campanha de campo (15/05//2014)




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Embora se identifique na campanha realizada em 24 de março de 2014 valor

abaixo àquele determinado como limite pela legislação para o parâmetro Oxigênio

Dissolvido em águas salinas, os valores abaixo do limite de quantificação do método

analítico para os parâmetros DBO indicam a não ocorrência de carga orgânica

significativa na água deste local. Contudo, notam-se concentrações acima do limite

estabelecido pela legislação para os parâmetros Surfactantes (para águas salobras),

Nitrogênio Amoniacal e Nitratos. A detecção de Surfactantes indica a possibilidade de

existência de lançamentos de efluentes domésticos ou industriais na região, ainda que

os valores de DBO e DQO não sugiram isso. Já a presença de Nitrogênio, comprovada

também pelos resultados nos parâmetros Nitrogênio Orgânico, Nitrogênio Total e

Amônia, aponta possível aporte de fertilizantes, efluentes domésticos ou industriais,

não sendo possível identificar especificamente a origem.


O ponto de amostragem P02 localiza-se nas proximidades da divisa entre a área

do TPPP e da Techint (Figura 1). Com a finalidade de conhecer a qualidade ambiental

d’água, nos dias 24 de março e 15 de maio de 2014 executaram-se amostragens neste

local (Figura 3). Os resultados obtidos com as análises podem ser visualizados na

Tabela 2.




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Figura 3 – Medição de parâmetros in situ no ponto de coleta P02. (EnvEx, 2014)

Os resultados das análises de qualidade d’água realizadas em campo e em

laboratório demonstram que o ponto amostrado (P02) encontra-se de acordo com

grande parte dos limites estabelecidos pela Resolução CONAMA nº 357/2005 para

corpos d’água Classe 1, tanto para águas salinas, como salobras.







/ 23,92ª

- -


/ 6,962ª

>5,0 >6,0


/ 49,32ª

- -

pH* - 0,01 8,01ª

/ 8,232ª

6,5 a 8,5 6,5 a 8,5


mg/L 15,0 <15,01ª

- -


mg/L 2,0 2,71ª

- -




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16






- -

Sólidos Totais mg/L 10,0 35.650,01ª

- -


Virtualmente


ausentes


0,40 0,40


0,40 0,40


- -


- -


- -


- -


- -

Fósforo Total mg/L 0,03 <0,031ª

0,124 0,062

Salinidade %o 1,0 30,01ª

- -


0,02 0,2


- -


mL 1,0 4,0

2ª 1000 1000



1ª


2ª

Segunda campanha de campo (15/05/2014)

A quantificação do parâmetro DBO indica a ocorrência de pequena carga

orgânica biodegradável na água deste local. Notam-se concentrações acima do limite



existência de lançamentos de efluentes domésticos ou industriais. Já a presença de

Nitrogênio, comprovada também pelos resultados nos parâmetros Nitrogênio Orgânico,

Nitrogênio Total e Amônia, aponta possível aporte de fertilizantes, efluentes domésticos

ou industriais.




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17


O ponto de amostragem P03 localiza-se nas proximidades da porção centro

leste da área do empreendimento TPPP (Figura 1).

Figura 4 – Amostragem d’água no ponto de coleta P03. Ao fundo, notam-se estruturas do empreendimento Techint. (EnvEx, 2014)

Com a finalidade de conhecer a qualidade ambiental d’água, nos dias 24 de

março e 15 de maio de 2014 executaram-se amostragens neste local (Figura 4). Os

resultados obtidos com as análises podem ser visualizados na Tabela 3.











/ 24,62ª

- -


/ 7,342ª

>5,0 >6,0


/ 48,52ª

- -




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18





pH* - 0,01 8,021ª

/ 8,272ª

6,5 a 8,5 6,5 a 8,5


mg/L 15,0 80,01ª

- -


mg/L 2,0 18,81ª

- -


- -


- -


Virtualmente


ausentes


0,40 0,40


0,40 0,40


- -


- -


- -


- -


- -


0,124 0,062


- -


0,02 0,2


- -


mL 1,0 49,00

2ª 1000 1000



1ª


2ª


A quantificação dos parâmetros DBO e DQO evidencia a ocorrência de carga

capaz de consumir oxigênio dissolvido na água deste local. Notam-se concentrações

acima do limite estabelecido pela legislação para os parâmetros Surfactantes (para

águas salobras), Nitrogênio Amoniacal e Nitratos. A detecção de Surfactantes indica a

possibilidade de existência de lançamentos de efluentes domésticos ou industriais. Já

os valores de Nitrogênio, comprovados também pelos resultados nos parâmetros

Nitrogênio Orgânico, Nitrogênio Total e Amônia, apontam possível aporte de

fertilizantes, efluentes domésticos ou industriais.




Porto Pontal



19


O ponto de amostragem P04 localiza-se nas proximidades da porção norte da

área do empreendimento TPPP (Figura 1). Com a finalidade de conhecer a qualidade

ambiental d’água, nos dias 24 de março e 15 de maio de 2014 executaram-se

amostragens neste local (Figura 5). Os resultados obtidos com as análises podem ser

visualizados na Tabela 4.





Figura 5 – Medição de parâmetros in situ no ponto de coleta P04. (EnvEx, 2014)

Embora se identifique, na campanha realizada em 24 de março de 2014, valor

abaixo àquele determinado como limite pela legislação para o parâmetro Oxigênio

Dissolvido em águas salinas, os valores abaixo do limite de quantificação do método

analítico para os parâmetros DBO e DQO indicam a não ocorrência de carga

significativa na água deste local. Notam-se também concentrações acima do limite



existência de lançamentos de efluentes domésticos ou industriais. Já os valores de




Porto Pontal



20

Nitrogênio, comprovados também pelos resultados nos parâmetros Nitrogênio

Orgânico, Nitrogênio Total e Amônia, apontam possível aporte de fertilizantes,

efluentes domésticos ou industriais.







/ 23,92ª

- -


/ 7,182ª

>5,0 >6,0


/ 49,82ª

- -

pH* - 0,01 8,01ª

/ 8,252ª

6,5 a 8,5 6,5 a 8,5


mg/L 15,0 <15,01ª

- -


mg/L 2,0 <2,01ª

- -


- -


- -


Virtualmente


ausentes


0,40 0,40


0,40 0,40


- -


- -


- -


- -


- -


0,124 0,062


- -


0,02 0,2


- -


mL 1,0 2,0

2ª 1000 1000



1ª


2ª





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21

2.5. Considerações finais

De modo geral, comparando-se com os limites definidos para as classes 1 de

águas salinas e salobras pela Resolução CONAMA nº 357/2005, obtiveram-se baixos

valores de concentração para o parâmetro coliformes termotolerantes em todos os

pontos amostrados, demonstrando que o local deve estar afastado de possíveis locais

de lançamento de esgotos domésticos.

Segundo as análises realizadas, para ambas as campanhas de campo, observa-

se que apenas a amostra coletada nas proximidades da porção centro leste da área do

empreendimento TPPP (ponto P03) indica presença de carga orgânica mais

significativa em suas águas. Contudo, as águas de todos os pontos amostrados

demonstram valores expressivos para os parâmetros surfactantes, nitrogênio

amoniacal e nitratos. A presença dos citados parâmetros aponta a possibilidade de

aporte de efluentes domésticos e/ou industriais na região, bem como, fertilizantes. No

entanto, como foi apenas uma campanha de monitoramento em poucos pontos, não é

possível concluir de forma assertiva sobre a origem de eventuais variações acima dos

limites legais para a qualidade da água e nem afirmar que tais resultados se repetirão

em futuros monitoramentos. Sendo assim, recomenda-se um estudo mais detalhado

pelo menos para os parâmetros de nitrogênio amoniacal, nitratos e surfactantes.




Porto Pontal



22

3. CARACTERÍSTICAS DO TRATAMENTO E DO LANÇAMENTO

DO EFLUENTE

O efluente produzido no empreendimento será basicamente esgoto sanitário

gerado pelos trabalhadores. Considerando uma fase de operação a partir do 4º ano em

que a população chegará a 1982 usuários a geração de esgotos diária será de 198m³,

resultando em uma vazão de 8,25 m³/h (0,00229m³/s) de efluente que será tratado em

uma Estação de Tratamento de Esgotos do tipo compacta e será lançado

continuamente na baía de Paranaguá. O ponto de lançamento será próximo da divisa

com o empreendimento Techint. As coordenadas aproximadas do ponto são: UTM

Datum SIRGAS 2000: N=7171393.7597; E 764661.2980, fuso 22 S.

Todos os dados de dimensionamento, bem como as características detalhadas

do tratamento do efluente podem ser encontrados no Anexo 2, no qual é apresentado o

“MEMORIAL DESCRITIVO: Estação de Tratamento de Esgotos”.

Na Tabela 5 são mostradas as características do efluente. Além disso,

apresentam-se os padrões para lançamento do efluente (conforme Art. 21 da Res.

CONAMA 430/2011), para qualidade das águas superficiais (conforme padrão para

Classe I de Água Salobra da Res. CONAMA 357/2005), e para balneabilidade

(conforme art. 2 da Res. CONAMA 274/2000 para a categoria satisfatória), esses dois

últimos que devem ser atingidos após a zona de mistura. Para que seja atingido esse

limite legal é necessária uma diluição do efluente. Dessa forma, para cada parâmetro é

mostrada a diluição necessária.

Tabela 5: Características do efluente a ser lançado

Nitrogênio Amoniacal

[mg/l]

Coliformes termotolerantes

[NMP/100ml]

Fósforo

Total

(mg/L)

DBO

(mg/L)

DQO

(mg/L)

Lançamento 20,00 500* 12 40 80

Eficiência no Tratamento 30 99,9995% - 90% 90%




Porto Pontal



23

Nitrogênio Amoniacal

[mg/l]

Coliformes termotolerantes

[NMP/100ml]

Fósforo

Total

(mg/L)

DBO

(mg/L)

DQO

(mg/L)

Limite Legal de Descarte1 20,00 - - 120 -

Limite Legal para o Ambiente2 0,4 1000 0,124 - -

Limite Legal de Balneabilidade2 - 1000 - - -

Diluição Necessária4 50 0 96,77 - -

Decaimento ou transformação utilizado

0 T90 = 5 h

k = 0,4606 1/h

0 0 0

* O valor presente no efluente é de Coliformes Totais, devendo o valor de Coliformes Termotolerantes ser ainda

menor. No entanto, de forma conservadora, será adotado o valor dos Totais nas simulações. 1

Considerando a Res. CONAMA 530/2011.

2 Considerando a Res. CONAMA 357/2005.

3 Considerando a Res. CONAMA 274/2000.

4

Considerando o corpo receptor “limpo”

Com relação às características do tubo de lançamento, considerou-se que o

mesmo estará situado a 1 m acima da superfície da água, com diâmetro de porta de

60mm, ângulo horizontal de =90° (perpendicular com relação ao escoamento) e

angulo horizontal = 0°. Tais dados são resumidos na Tabela 6.

Tabela 6: Características do lançamento

PARÂMETRO Símbolo Unidade

Vazão efluente Qo [m³/s] 0,00229

Profundidade média na seção Ha [m] 6

Profundidade média no local da emissão HD [m] 6

Velocidade do corpo receptor Ua [m/s] variável

Diâmetro do orifício (ou porta) Do [m] 0,06

Ângulo horizontal [°] 90

Ângulo vertical [°] 0

Altura do lançamento h0 [m] 1

Massa especifica do efluente

(água doce com 20°C) ρ0 [kg/m³] 998,2

Massa especifica do ambiente ρa [kg/m³] 1022,48




Porto Pontal



24

4. SIMULAÇÕES DA MISTURA NO CAMPO PRÓXIMO

A fim de avaliar os possíveis impactos do lançamento do efluente na baia de

Paranaguá, é necessário estudar a dinâmica da mistura do efluente nas águas do

estuário na região próxima ao lançamento (diluição), denominada campo próximo.

No campo próximo a diluição da pluma é comandada principalmente pelas

características físicas do lançamento (diâmetro do duto, vazão e ângulo, por exemplo).

No campo afastado, as características do meio são os fatores mais importantes na

diluição. Para calcular a diluição que acontece dentro do campo próximo, foi utilizado o

modelo CORMIX foi utilizado, o qual será descrito a seguir.

4.1. Modelo CORMIX

O CORMIX (V8.0, http://www.cormix.info, Doneker and Jirka, 1990; Jirka et al.,

1996, Jirka, 2004, 2006) é usado para analisar o processo de mistura e eventualmente

aperfeiçoar a configuração do emissário a fim de obter características de mistura

iniciais eficientes. CORMIX é um sistema de modelagem comercial desenvolvido sob

um contrato da US-EPA e usado em inúmeras avaliações de descargas e cálculos de

mistura, especialmente em propostas de planejamento e de design relacionados às

características de descargas em corpos aquáticos pertencentes ao campo próximo.

Sua área de maior aplicação é a de descarga por fontes de efluentes ou por

instalações de tratamento industrial, incluindo as descargas das águas de resfriamento.

O modelo tem sido validado amplamente e está munido de grande variedade de rotinas

extensivas de pré e pós-processamento para a preparação de dados, para a

visualização de resultados, e para a recomendação do design do lançamento (Jirka,

1996; 2004). O professor Tobias Bleninger, que colaborou no presente trabalho,

trabalhou 10 anos junto com o principal colaborador do CORMIX, Gerhard Jirka e está,

ainda, envolvido no desenvolvimento técnico do CORMIX, especialmente em relação

às contribuições visando a acoplamento do CORMIX com modelos de campo afastado.




Porto Pontal



25

CORMIX é um modelo de campo próximo com extensões internas para

estimativas visando à diluição no campo afastado. Como descrito anteriormente,

processos no campo próximo podem ser aproximados, sendo permanentes devido ao

fato de que a mistura da pluma inicial ocorre mais rápido que as variações típicas dos

parâmetros do ambiente. A esquematização do CORMIX assume, portanto, um campo

de velocidade constante que necessita a entrada de uma velocidade promediada na

vertical ua (entretanto, perfis da velocidade universal são utilizados dentro dos módulos

do CORMIX). Neste trabalho, no entanto, há a consideração de uma velocidade

variável, como de fato ocorre na baía de Paranaguá, com as inversões das velocidades

entre enchente e vazante. A orientação dessa velocidade em relação à orientação do

tubo de lançamento (ângulo ) é esquematizada na Figura 6. Portanto, o CORMIX não

consegue prever com precisão processos de transporte no campo afastado caso eles

sejam instáveis ou não-uniformes. Dessa forma, para o campo afastado será utilizado o

modelo SISBAHIA.

Figura 6: Esquema do CORMIX para orientação do tubo de lançamento e da velocidade do ambiente. (reproduzido de Jirka et al., 1996)

4.1. Cenário para simulação

Para que seja possível avaliar o impacto ambiental foi definido um cenário

variando a velocidade do ambiente e considerando o efeito da acumulação da

substancia com as marés, os quais são descritos a seguir. Tal cenário foi definido após

uma série de simulações prévias, que colaboraram no teste de sensibilidade do modelo

para essa aplicação.




Porto Pontal



26

Neste cenário, basicamente, foi variada a velocidade do ambiente Ua em acordo

dos resultados obtidos no modelo do campo afastado (SISBAHIA) em 6 situações

diferentes (Figura 7). Adicionalmente foi ativado o modulo de acumulação da

substancia no modelo CORMIX para considerar a acumulação na fase da maré

entrando, antes do material ser levado para fora do estuário com a maré saindo.

Figura 7: Variação da velocidade e elevação da maré como simulado no modelo do campo afastado para o ponto perto do lançamento indicando os seis tempos

característicos das simulações do CORMIX

4.2. Simulação da pluma

Após a definição de todos os parâmetros de entrada do modelo, foram

simulados os cenários com o CORMIX. Foram gerados resultados para o fim do campo

próximo, e para uma distância de 100 metros após o lançamento.

A Tabela 7 resume os resultados. Devido às características do estuário e do

emissário, o fim do campo próximo varia muito dependendo da velocidade ambiental.

Este final do campo próximo indica a região da influência física do lançamento,

ocorrendo entre 21 m e 500 m paralelamente à margem, com largura máxima de 2

metros. Dentro de todo o campo próximo a pluma se mostra na superfície da água e

com espessura relativamente pequena, de até 0,7 m. Com a variação do fim do campo




Porto Pontal



27

próximo, também aparece a variação do grau de diluição, que esteve entre 125 e 1420,

valores satisfatórios, principalmente quando analisadas as concentrações resultantes

para os parâmetros do efluente lançado. Para todos eles a diluição mínima foi atingida,

mostrando que a mistura foi eficiente. Apesar de não haver um padrão para o ambiente

quando se trata de DBO e DQO, é possível notar que os valores se mostraram

bastante baixos ao fim do campo próximo, abaixo de 1 mg/L. Para coliformes

termotolerantes, como o lançamento já ocorre em número abaixo do padrão de

balneabilidade, os resultados são sempre satisfatórios, percebendo uma eliminação

quase completa.

Tabela 7: Resultados do CORMIX para o campo próximo

PARÂMETRO Símb. Unid. Tempo 1 Tempo

2 Tempo

3 Tempo

4 Tempo

5 Tempo

6

Dados de entrada

Velocidade do ambiente

Ua [m/s] -0,9 -0,25 0,4 1,3 0,4 -0,25

Resultados no final do campo próximo

Diluição S [-] 163 543 482 125 1420 915

Concentração Nitrogênio Amoniacal

CN [mg/l] 0,12 0,037 0,04 0,16 0,014 0,02

Concentração Fósforo Total

CF [mg/l] 0,074 0,022 0,025 0,096 0,008 0,013

Concentração DBO

CDBO [mg/l] 0,24 0,074 0,083 0,32 0,028 0,044

Concentração DQO

CDQO [mg/l] 0,49 0,147 0,166 0,64 0,056 0,087

Concentração Coliformes Termotolerantes

CC

[NMP/100 ml]

3 1 1 4 <1 <1

Posição longitudinal

x [m] 21 350 500 22 500 349

Posição horizontal (da margem)

y [m] 0,15 margem margem 0,1 margem margem

Posição vertical (acima do leito)

Z [m] 6

(superfície) 6 6 6 6 6

Largura da pluma 2bh [m] 0,9 1,6 4 0,7 2 1,6




Porto Pontal



28

PARÂMETRO Símb. Unid. Tempo 1 Tempo

2 Tempo

3 Tempo

4 Tempo

5 Tempo

6

Espessura da pluma

bv [m] 0,5 0,7 0,7 0,4 0,7 0,7

Tempo de viagem T [s] 22 413 346 17 1150 695

Com a diluição, que é uma medida da eficiência de mistura do emissário (o

maior a diluição o maior é a eficiência do emissário) pode ser analisado a característica

da mistura física. A definição da diluição é S = (Co - Ca)/(C - Ca), com Ca sendo a

concentração do ambiente (tipo background) que no presente caso foi considerado Ca

= 0 mg/l. Como já comentado, os resultados indicam que em todas as situações a

diluição mínima (no eixo da pluma) é maior que a diluição necessária, assim obtendo

concentrações máximas sempre menores que a concentração limite ainda ao final do

campo próximo.

A Figura 8 e Figura 9 mostram uma visão tridimensional da pluma gerada pelo

lançamento do efluente. Os resultados são mostrados para os primeiros 100 metros.

Percebe-se o espalhamento da pluma paralelamente à margem, com pouca variação

em sua espessura, permanecendo sempre em contato com a superfície. O contato com

o fundo ocorre somente apos distâncias longas, que caracteriza um bom projeto de

lançamento.




Porto Pontal



29

Figura 8 - Resultados (visualização distorcida) para os primeiros 100 metros após o lançamento – tempo 4

Figura 9 - Resultados (visualização distorcida) para os primeiros 100 metros após o lançamento – tempo 5

4.3. Considerações sobre a zona de mistura

Não há legislação brasileira que trate sobre o tamanho da zona de mistura para

lançamento de efluentes. No entanto, é comum, no contexto internacional, que essa




Porto Pontal



30

região tenha um comprimento entre 100-1000 metros ou múltiplo da profundidade do

local do lançamento (entre 5 e 10 vezes), conforme informações do Prof. Tobias

Bleninger, especialista no assunto e a bibliografia internacional (BLENINGER E JIRKA,

2011; JIRKA et al, 2004). Neste caso foi escolhido o valor de 500m, que é o valor

máximo do campo próximo simulado neste capítulo. Sendo assim, após os 500 m, já

passa a valer os critérios de qualidade do meio ambiente, ou seja, os padrões definidos

pelas Resoluções do CONAMA 357/2005 e 274/2000. No capítulo a seguir serão

mostrados os resultados




Porto Pontal



31

5. SIMULAÇÕES DO CAMPO AFASTADO COM O SISBAHIA

Após as simulações para o campo próximo, obtendo-se a diluição que ocorre

nesse domínio, este capítulo mostra as simulações realizadas com o SISBAHIA para o

campo afastado.

Os modelos utilizados no desenvolvimento deste trabalho fazem parte do

SisBaHiA® - Sistema Base de Hidrodinâmica Ambiental, desenvolvido pela

COPPE/UFRJ. Desde 1987, o SisBaHiA® encontra-se continuamente sendo ampliado e

aperfeiçoado através de várias teses de mestrado e doutorado, além de projetos de

pesquisa. O sistema já foi adotado em mais de cem estudos e projetos envolvendo

modelagem de corpos de água naturais. Amplas informações sobre o sistema podem

ser obtidas em www.sisbahia.coppe.ufrj.br, com detalhadas informações de formulação

matemática e numérica de todos os modelos.

O SisBaHiA® é capaz de realizar modelagem ambiental de corpos d’água e é

constituído por um conjunto de modelos, como por exemplo, de circulação

hidrodinâmica bidimensional para corpos d’água rasos, um modelo de transporte

Euleriano Advectivo-Difusivo, um modelo de Qualidade de Água e Eutrofização e um

modelo de transporte Lagrangeano Advectivo-Difusivo. Na modelagem matemática dos

parâmetros de qualidade da água deste trabalho foram usados o modelo de Qualidade

de Água e Eutrofização e modelo de circulação hidrodinâmica bidimensional.

O modelo de qualidade de água do SisBaHiA® consiste na solução da equação

do balanço de massa para cada substância constituinte do modelo. Basicamente o

modelo de qualidade de água resolve a equação do balanço de massa para várias

substâncias relacionadas, ou seja, resolve um modelo de transporte euleriano para

cada constituinte. O modelo simula até 11 parâmetros de qualidade de água: sal,

temperatura, OD-DBO, nutrientes compostos de nitrogênio e de fósforo.




Porto Pontal



32

5.1. Descrição do SISBAHIA

Nesta seção é mostrada uma descrição do modelo de qualidade da água, com

destaque para a formulação das equações das reações cinéticas e para os parâmetros

utilizados na modelagem da qualidade de água.

O modelo de Qualidade de Água e Eutrofização, integrado na vertical, considera

escalares passivos e não-conservativos. Escalares não-conservativos, que

representam a maioria das substâncias existentes na água, sofrem modificação de

concentração através de processos físicos, biológicos e químicos. Os processos

biológicos e químicos, chamados de reações cinéticas, são definidos para cada

substância, sendo, portanto o diferencial deste modelo. O entendimento e a formulação

destes processos são fundamentais para a construção do modelo de qualidade de

água. Neste modelo, o campo de velocidades é conhecido, ou seja, o escalar

transportado não altera a hidrodinâmica do corpo de água receptor.

A integração na direção vertical sugere que este modelo deva ser aplicado em

corpos d'água rasos, que possuem dimensões horizontais preponderantes sobre a

dimensão vertical, com a coluna d'água bem misturada, onde a estratificação vertical é

pouco relevante. Neste tipo de corpo receptor, o campo de velocidades usado é médio

na vertical, não permitindo a descrição do perfil de velocidades.

O modelo de qualidade da água e eutrofização do SisBaHIA® considera o ciclo

do oxigênio, do nitrogênio e do fósforo, além de biomassa de fitoplâncton e

zooplâncton. Como as reações cinéticas modeladas variam fortemente com a

temperatura e salinidade, o modelo foi construído considerando os seguintes 11

escalares, mostradas na Tabela 8.

Tabela 8 – Variáveis simuladas no modelo.

Símbolo Parâmetro Unidade

S Salinidade ups

T Temperatura °C

C1 Amônia mgNA/ℓ

C2 Nitrato mgNI/ℓ




Porto Pontal



33

Símbolo Parâmetro Unidade

C3 Fósforo Inorgânico mgP/ℓ

C4 Zooplâncton Herbívoro mgC/ℓ

C5 Demanda Bioquímica de Oxigênio mgO/ℓ

C6 Oxigênio Dissolvido mgO/ℓ

C7 Nitrogênio Orgânico mgNO/ℓ

C8 Fósforo Orgânico mgPO/ℓ

C9 Clorofila a µgChla/ℓ

A Figura 10 representa os processos relacionados à dinâmica do fitoplâncton. A

Figura 11 representa os processos relacionados ao ciclo do nitrogênio. A Figura

12representa os processos relacionados ao ciclo do fósforo. A Figura 13 representa os

processos relacionados à dinâmica do OD e da DBO.

Figura 10 - Processos simulados na dinâmica do fitoplâncton




Porto Pontal



34

Figura 11 - Processos simulados no ciclo do nitrogênio

Figura 12 - Processos simulados no ciclo do fósforo




Porto Pontal



35

Figura 13 - Processos simulados na dinâmica OD-DBO

Nas figuras anteriores, os esquemas indicam as interações entre as substâncias

envolvidas na modelagem e os processos cinéticos. Pode-se observar que as

substâncias são interligadas, criando assim um sistema que precisa ser resolvido de

forma acoplada.

Em sua maior parte, estes processos são modelados usando reações com

coeficientes calculados de forma experimental em laboratórios ou através de

experimentos de campo, adquirindo valores dentro de uma faixa específica. Com isso,

são grandes as incertezas sobre estes processos de transformações. A calibração do

modelo de qualidade de água passa obrigatoriamente pela correta definição destes

coeficientes.

O padrão hidrodinâmico usado pelo modelo de qualidade de água é obtido

através do modelo hidrodinâmico. Não é possível simular padrões de qualidade de

água para um determinado domínio se não for definido, para o cenário estudado, o

padrão hidrodinâmico.




Porto Pontal



36

A seguir, apresenta-se primeiramente a equação com os termos do transporte

advectivo e difusivo, a qual é igual para todas as substâncias, e depois as reações

cinéticas para cada escalar.

A equação integrada em uma camada de espessura H, que geralmente vai do

fundo à superfície, descrevendo o transporte de um escalar para variáveis de grande

escala (Bedford, 1994), usando a técnica de filtragem para a modelagem das tensões

turbulentas (mais detalhes em Rosman ,1987 e Aldama, 1985), é dada por:

2

1

12

jki ij jk P E I c

i i k kq

UC C C CU H D q q q R I

t x H x x x H

(1)

onde C é a concentração do escalar de interesse, Ui são as componentes da

velocidade na direção xi promediadas na direção vertical, H é a altura da coluna de

água, Dij é o tensor que representa o coeficiente de difusão turbulenta de massa, jk

representa o delta de Kronecker e k=kxk é a largura do filtro na dimensão xk , sendo

k um parâmetro de escala, qP, qE e qI são valores dados de vazões por unidade de

área, e.g. [m³/s/m²], respectivamente, de precipitação, evaporação e infiltração, Rc

representa reações cinéticas de produção ou consumo e I fontes ou sumidouros. As

reações cinéticas de produção e consumo Rc pertinentes aos diversos parâmetros de

qualidade de água são detalhadas a seguir.

Como no modelo hidrodinâmico, existem também condições de contorno de

terra e de contorno aberto para o modelo de transporte 2DH. Na verdade, todas as

condições de contorno relativas à equação de transporte são condições de fluxo, cujo

modelo conceptual pode ser expresso nos seguintes termos: “O fluxo advectivo-difusivo

na direção normal ao contorno, imediatamente antes do contorno dentro do domínio, é

igual ao fluxo normal total imediatamente depois do contorno fora do domínio.” Essa

condição de contorno geral pode ser escrita matematicamente como:

2 *

12

N N NN N

N N

U FCU C D

x x H

(2)




Porto Pontal



37

onde o índice n representa a direção normal e *

NF é a carga afluente por metro linear.

Geralmente a carga afluente é definida em kg/dia, mg/hora ou similar. No SisBaHiA® é

preciso ter cuidado com a consistência de unidades. Se no modelo hidrodinâmico foi

prescrita uma vazão nodal *

Nq (m³/s/m), então

* * *

N NF q C. Repare que em situação de

afluxo tanto *

Nq como

*

NF serão < 0.

No SisBaHiA® presume-se que, se houver efluxo advectivo no contorno, i.e., no

ponto em questão UN > 0, a concentração da água que sai é definida pelo escoamento

interno. Assim, não é necessário impor uma condição de efluxo, já que esta será

naturalmente satisfeita pela formulação fraca em elementos finitos. Portanto,

efetivamente, as condições só são impostas em situações de afluxo com velocidade

normal não nula, i.e. UN < 0 no ponto do contorno em questão.

A representação dos fenômenos simulados através de equações matemáticas é

mostrada a seguir, sendo descritos os termos de cada equação, assim como os

parâmetros utilizados.

Clorofila a (fitoplâncton)

respiração e mortalidadecrescimento herbivoria

sedimentaçãoexcreção

9 9 9 9 9 9s

g ra ea gz

vR k C k C k C k C C

H

(3)

No modelo, o fitoplâncton é simulado como um único grupo, utilizando a clorofila

a como indicador da sua concentração.

O crescimento de algas é uma função da intensidade de luz, disponibilidade de

nutrientes e da temperatura. Utilizando a abordagem da multiplicação dos fatores

limitantes, a taxa de crescimento é representada por:

( ) ( ) ( )g gk k T l n

(4)

onde kg(T) representa a influência da temperatura na taxa de crescimento, (l)

representa o fator limitante relacionado à intensidade de luz e (n) representa o fator




Porto Pontal



38

limitante relacionado à concentração de nutrientes. Os fatores limitantes possuem

valores entre 0,0 e 1,0, sendo 0,0 para limitação total e 1.0 para nenhuma limitação.

Quando apenas um grupo de algas é simulado, a influência da temperatura na

taxa de crescimento pode ser representada adequadamente através de uma

formulação exponencial. A formulação utilizada neste modelo é baseada na equação

de Arrhenius, com uma temperatura de referência de 20°C:

20

20( )T

g gk T k

(5)

Na expressão, kg20 é a taxa máxima de crescimento a 20°C sob condições

ótimas de luz e com excesso de nutrientes e θ é o fator de correção da temperatura.

Eppley (1972) propôs o valor de θ igual a 1,066 baseado em um grande número de

experimentos com várias espécies de fitoplâncton.

Para determinar a limitação do crescimento por nutrientes foi utilizada a cinética

de Michaelis-Menten, sendo que os efeitos de cada nutriente foram combinados

através do mínimo fator limitante. Neste modelo, apenas o fósforo e o nitrogênio foram

considerados como nutrientes limitantes. Assim, o fator de limitação ao crescimento é

representado por:

31 2

1 2 3

( )min ;

( )n

sN sP

CC C

k C C k C

(6)

Onde ksN e ksP são constantes de meia saturação para as concentrações de fósforo e

nitrogênio inorgânico, respectivamente.

As formulações de limitação do crescimento de algas relacionado à intensidade

de luz consistem de dois componentes: um descrevendo a atenuação da luz com a

profundidade e outro que define o efeito da intensidade de luz resultante no

crescimento das algas. A atenuação da luz através da coluna de água é definida, neste

modelo, pela lei de Beer-Lambert:

( ) e

o

k zI z I e

(7)




Porto Pontal



39

Acima, I(z) é a intensidade de luz na profundidade z, Io é a intensidade de luz na

superfície e ke é o coeficiente de extinção da luz.

A intensidade de luz na superfície é uma função do local, época do ano, hora do

dia, condições meteorológicas e sombreamento por características topográficas e pela

vegetação da região. A intensidade de luz na superfície, usada em formulações de

crescimento de algas, corresponde apenas à faixa visível, que tipicamente está em

torno de 50% da radiação solar total na superfície utilizada na simulação da

temperatura. O coeficiente de extinção da luz ke utilizado foi descrito por Riley (1956):

' 2/3

9 90.0088 0.054e ek k C C (8)

onde k'e é a parte do coeficiente de extinção da luz devido à absorção por partículas

suspensas, com exceção das algas. No modelo, um valor constante para k'e é adotado,

sendo 0,3 m–1 um valor típico para reservatórios.

O efeito da intensidade de luz resultante no crescimento das algas é

representado através da equação de Steele (1965), que considera os efeitos da

fotoinibição:

( ) exp 1s s

I II

I I

(9)

sendo Is é a intensidade ótima de luz. Como a intensidade de luz é atenuada com a

profundidade, a equação (9) deve ser integrada ao longo da profundidade, com a

substituição de I pela equação (7). Quando a radiação solar na superfície é utilizada

como uma média diária, o fator (l) é multiplicado pelo fotoperíodo - expresso como a

fração do dia com luz solar - para representar as horas ensolaradas do dia. Assim, a

formulação de Steele, 1965 para limitação do crescimento pela luz, integrada na

profundidade e no tempo, é expressa por:

2.718( ) exp expe

p k Ho o

e S s

f I Il e

k H I I

(10)




Porto Pontal



40

onde fp é o fotoperíodo e H é a espessura da camada de água. Quando valores

instantâneos são utilizados para a radiação na superfície, o valor do fotoperíodo não é

considerado.

O modelo completo utilizado para a taxa de crescimento do fitoplâncton, com as

considerações citadas acima, pode ser descrito como:

20 31 220

1 2 3

( )min ;

( )

2.718exp expT e

p k Ho og g

e S s sN sP

CC Ck k

k C C k C

f I Ie

k H I I

(11)

A respiração e a excreção de algas foram combinadas como um único termo kra

que inclui todas as perdas por processos metabólicos e de excreção. Estas perdas

representam a diferença entre o crescimento bruto e o crescimento líquido. Além de

representarem perdas da concentração de algas, a respiração e excreção são

componentes importantes da reciclagem de nutrientes. Neste modelo, o termo kra foi

descrito como uma função da temperatura através da equação de Arrhenius, com uma

temperatura de referência de 20°C:

20

20

T

ra ra rak k

(12)

sendo kra20 a taxa de perdas de fitoplâncton por respiração e excreção a 20ºC e θra o

fator de correção da temperatura.

A mortalidade não predatória se refere às “perdas” de algas que não são

causadas pela herbivoria ou por outros processos de perda, como sedimentação,

respiração e excreção. Na mortalidade não predatória estão incluídos os processos de

senescência, parasitismo, e mortalidade induzida pelo estresse devido a deficiências

severas nos nutrientes, condições ambientais extremas e substâncias tóxicas. Neste

modelo, a taxa de mortalidade não predatória é especificada pelo usuário como um

coeficiente constante.

Neste modelo, o zooplâncton herbívoro pode ser simulado para representar de

maneira mais realista o processo de herbivoria, com o objetivo de obter uma melhor

simulação da dinâmica do fitoplâncton. As equações acopladas do fitoplâncton e




Porto Pontal



41

zooplâncton fornecem as principais características para simular as interações

predador-presa, já que a taxa de herbivoria é definida como função da densidade de

zooplâncton que, por sua vez, varia dinamicamente com a concentração de

fitoplâncton. A taxa de herbivoria foi representada por:

4

( 20)920

9

T

gz gz gz

sa

k kC

Ck C

(13)

onde kgz20 é a taxa de predação na temperatura de 20°C, θgz é o fator de correção da

temperatura e ksa é a constante de meia saturação para herbivoria.

A taxa de sedimentação do fitoplâncton depende da sua densidade, tamanho,

forma e estado fisiológico das suas células, da viscosidade e densidade da água, e da

turbulência e padrão de circulação hidrodinâmico. Além disso, outros fatores dificultam

a representação da sedimentação do fitoplâncton, como a formação de vacúolos de

gás e de bainhas gelatinosas, que tornam algumas espécies flutuantes. Devido a estas

dificuldades, o valor da velocidade de sedimentação vs utilizado neste modelo é

constante, sendo considerado como um parâmetro de calibração.

Zooplâncton Herbívoro

4 ca z gz 9 4 rz 4 4 4

respiração e mortalidadecrescimento predaçãoexcreção

ez gzcR r E k C C k C k C k C

(14)

A dinâmica do zooplâncton é governada pelos mesmos processos gerais que

regem a dinâmica do fitoplâncton: crescimento, respiração e excreção, predação e

mortalidade não predatória. A maior diferença é que o zooplâncton não está sujeito aos

processos de sedimentação, uma vez que estes organismos possuem movimentação

própria e migram verticalmente na coluna de água.

Na formulação do crescimento do zooplâncton, a taxa de herbivoria kgz,

mostrada anteriormente, foi multiplicada por outros dois coeficientes. O coeficiente rca

representa a razão carbono/clorofila nas células das algas, podendo variar entre 10 e

100 mgC(mgChl-1)(BOWIE et al., 1985). Esta razão é uma constante especificada pelo




Porto Pontal



42

usuário. O segundo coeficiente acrescentado à formulação do crescimento (EZ) é o

fator de eficiência de herbivoria. O valor da eficiência varia entre 0,0 e 1,0. O valor 0,0

indica nenhuma assimilação e 1,0 assimilação total. Assim, o fator de eficiência define

o quanto da biomassa de alga se torna biomassa de zooplâncton e o quanto é liberado

como detrito.

A respiração e a excreção de zooplâncton são representadas de maneira similar

à do fitoplâncton através da equação de Arrhenius, com uma temperatura de referência

de 20°C:

20

20T

rz rz rzk k

(15)

sendo krz20 a taxa de perdas de zooplâncton por respiração e excreção a 20ºC e θrz o

fator de correção da temperatura. A mortalidade do zooplâncton também é definida da

mesma maneira que a do fitoplâncton, sendo especificada como um coeficiente

constante.

Como neste modelo o zooplâncton herbívoro foi o último nível trófico

considerado, a dinâmica entre o zooplâncton e níveis tróficos superiores não pode ser

simulada. Portanto, a predação por peixes e zooplâncton carnívoro pode ser

representada através de uma taxa de predação kgzc constante, ajustada em função da

temperatura:

20

20T

gzc gzc gzck k

(16)

na qual kgzc20 é a taxa de predação do zooplâncton a 20ºC e θgzc é o fator de

correção da temperatura.

Nitrogênio Orgânico

3 7

7 71 7 7 9 4 9

amonificação excr. de fitoplânctondetritos da herbivoriasedimentação

4

excr. de zooplâncton

11

s

na z gz na ra on

na ca rz on na ea on

v fR k C C r E k C C r k f C

H

r r k f C r k f C

9 4

morte de fitoplâncton morte de zooplâncton

na ca ez onr r k f C

(17)




Porto Pontal



43

Amônia ou Nitrogênio Amoniacal

1 9 4 9

resp. de fitoplâncton morte de fitoplâncton

resp. de zooplâncton

14 9

1morte de zooplâncton

cr

1 1 1

1

nana ra on rz on na ea on

ca

na ca ez on na uN g

am

rR r k f C k f C r k f C

r

Cr r k f C r f k C

k C

71 7 12 1

nitrificaçãoamonificação

escimento de fitoplâncton

k C k C

(18)

Nitrato

1

2 12 1 2 2 na g 9

am 1nitrificação desnitrificação

crescimento de fitoplâncton

1D uN

CR k C k C r f k C

k C

(19)

Neste modelo, o nitrogênio orgânico particulado e o dissolvido foram

combinados em um único compartimento indisponível para o crescimento de algas

(nitrogênio orgânico total). Outra consideração é que, no processo de nitrificação, a

oxidação da amônia para nitrato ocorre diretamente, considerando que a transformação

de nitrito para nitrato é mais rápida que a transformação de amônia para nitrito. Assim,

a concentração de nitrito não é considerada.

Amonificação é a formação de amônia durante o processo de decomposição,

tanto anaeróbia como aeróbia, da parte nitrogenada da matéria orgânica dissolvida ou

particulada. A taxa de amonificação varia no modelo de acordo com a temperatura,

sendo representada através da equação de Arrhenius com uma temperatura de

referência de 20°C:

20

71 71(20) 71

Tk k

(20)

onde k71(20) é a taxa de amonificação a 20°C e θ71 é o fator de correção da temperatura.

A parte particulada do nitrogênio orgânico, dada pelo resultado da subtração (1-

f7), sedimenta através da velocidade de sedimentação de substâncias orgânicas (vs3)

dividida pela profundidade. Os valores de f7 e vs3 são constantes, sendo especificados

pelo usuário.




Porto Pontal



44

A biomassa do fitoplâncton que não é consumida pelo zooplâncton se torna

detrito, liberando nitrogênio orgânico particulado. A quantidade de nitrogênio liberado

depende da razão nitrogênio/clorofila no fitoplâncton (rna). Neste modelo, a razão

nitrogênio/clorofila (rna) foi considerada como sendo variável, sendo representada pela

seguinte equação:

1 2min max min

1 2

( )

( )na na na na

sn

C Cr r r r

k C C (21)

onde rnamin e rnamax são as razões nitrogênio/clorofila mínima e máxima no fitoplâncton,

respectivamente, e ksN é a constante de meia saturação para a concentração de

nitrogênio inorgânico. Assim, quando não há limitação do crescimento de fitoplâncton

por nitrogênio, a razão nitrogênio/clorofila assume o valor máximo, e quando a

limitação é completa a razão nitrogênio/clorofila assume o valor mínimo.

A liberação de nutrientes pelo fitoplâncton e pelo zooplâncton através da

respiração e excreção é um dos principais componentes da reciclagem de nutrientes,

sendo representada como o produto da taxa de respiração e excreção pela

estequiometria relacionada ao nutriente no organismo. A porcentagem de nutrientes no

zooplâncton foi assumida como sendo igual à do fitoplâncton.

Apesar da respiração e excreção serem simuladas como um único processo na

dinâmica do fitoplâncton e do zooplâncton, na dinâmica de nutrientes estes processos

são divididos. Assim, a parte de nutrientes liberados pela respiração é transformada em

nutrientes inorgânicos, enquanto que a parte liberada pela excreção é transformada em

nutrientes orgânicos. No caso do ciclo do nitrogênio, esta divisão é realizada através da

utilização do parâmetro fon, especificado pelo usuário, sendo que amônia é liberada

pela respiração e nitrogênio orgânico é liberado pela excreção.

A liberação de nutrientes na coluna de água através da morte não predatória de

fitoplâncton e de zooplâncton foi representada da mesma forma que a respiração e

excreção, sendo que uma parte do nitrogênio nas células é transformada em amônia e

a outra parte em nitrogênio orgânico.




Porto Pontal



45

O crescimento de algas é resultado da utilização e conversão de nutrientes

inorgânicos em material orgânico através do mecanismo da fotossíntese. O nitrato e a

amônia são as formas assimiláveis de nitrogênio consideradas no modelo. Para simular

a preferência das algas por amônia, foi utilizada a cinética de Michaelis-Menten, com

uma constante de meia saturação kam especificada pelo usuário.

A taxa de consumo de nutrientes para o crescimento de algas aumenta com a

concentração externa, mas ao mesmo tempo diminui com a concentração interna de

nutrientes nas algas, se aproximando do seu valor de saturação. Este efeito foi

representado pela seguinte formulação:

max 1 2

max min 1 2

( )

( )na na

uNna na uN

r r C Cf

r r k C C (22)

onde kuN é a constante de meia saturação para o consumo de nitrogênio, rnamin e rnamax

são as razões nitrogênio/clorofila mínima e máxima no fitoplâncton, respectivamente.

Assim, o consumo de nitrogênio se aproxima de zero quando a concentração externa

de nitrogênio está esgotada ou quando a concentração interna atinge o valor de

saturação máximo.

A oxidação de amônia para nitrato é denominada de nitrificação, ocorrendo

predominantemente em ambiente aeróbio. Para considerar os efeitos da temperatura e

da concentração de oxigênio na taxa de nitrificação, foram utilizadas as formulações de

Arrhenius e de Michaelis-Menten:

20 612 12(20) 12

6

T

nit

k kC

k C

(23)

sendo k12(20) a taxa de nitrificação a 20°C, θ12 o fator de correção da temperatura e knit a

constante de meia saturação.

A desnitrificação é a redução do nitrato a nitrogênio molecular, sendo realizada

por bactérias anaeróbias facultativas, predominantemente em meio anaeróbio. Esta

reação resulta na perda de nitrogênio para a atmosfera, uma vez que o nitrogênio




Porto Pontal



46

molecular está na forma gasosa. A formulação de Arrhenius foi utilizada para

considerar os efeitos da temperatura na taxa de desnitrificação:

20

2 2 20 2

T

D D Dk k

(24)

onde k2D20 é a taxa de nitrificação a 20°C e θ2D é o fator de correção da temperatura.

Fósforo Orgânico

8 9 4 9 4

excr. de algas morte de algasexcr. de zooplâncton morte de zooplâncton

9 4

detritos da herbivoria

1

pa ra op pa ca rz op pa ea op pa ca ez op

pa z gz

R r k f C r r k f C r k f C r r k f C

r E k C C

3 883 8 8

mineralizaçãosedimentação

(1 )s Dv fk C C

H

(25)

Fósforo Inorgânico

3 9 4 9

resp. de fitoplâncton morte de fitoplânctonresp. de zooplâncton

4

morte de zooplâncton

(1 ) (1 ) (1 )

(1 )

pa ra op pa ca rz op pa ea op

pa ca ez op pa

R r k f C r r k f C r k f C

r r k f C r

9 83 8 3

mineralizaçãocrescim. de precipitação

fitoplâncton

fr

uP g

vf k C k C C

H

(26)

A variável fósforo inorgânico utilizada no modelo de qualidade da água e

eutrofização do SisBaHIA® se refere ao fosfato inorgânico dissolvido ou fosfato reativo,

que está disponível para o crescimento de algas, enquanto a variável fósforo orgânico

é composta por fosfato particulado e fosfato orgânico dissolvido, representando um

compartimento que não está disponível para o crescimento de algas.

A biomassa do fitoplâncton que não é consumida pelo zooplâncton se torna

detrito, liberando fósforo inorgânico. A quantidade de fósforo liberado depende da

razão fósforo/clorofila no fitoplâncton (rpa). Neste modelo, a razão fósforo/clorofila é

variável, sendo representada pela seguinte equação:

3min max min

3pa pa pa pa

sp

Cr r r r

k C (27)




Porto Pontal



47

onde rpamin e rpamax são as razões fósforo/clorofila mínima e máxima no fitoplâncton,

respectivamente, e ksP é a constante de meia saturação para a concentração de fósforo

inorgânico. Assim, quando não há limitação do crescimento de fitoplâncton por fósforo,

a razão fósforo/clorofila assume o valor máximo, e quando a limitação é completa, a

razão fósforo/clorofila assume o valor mínimo.

Assim como no ciclo do nitrogênio, a liberação de fósforo por respiração e

excreção de fitoplâncton e de zooplâncton foi representada como o produto da sua taxa

pela estequiometria relacionada ao fósforo no organismo. No ciclo do fósforo, a parte

de nutrientes liberados pela respiração é transformada em fósforo inorgânico, enquanto

que a parte liberada pela excreção é transformada em fósforo orgânico. Esta divisão é

realizada através da utilização do parâmetro fop, especificado pelo usuário.

A liberação de fósforo na coluna de água através da morte não predatória de

fitoplâncton e de zooplâncton foi representada da mesma forma que a respiração e

excreção, sendo que uma parte do fósforo no interior das células é liberada sob a

forma de fósforo inorgânico e a outra parte sob a forma de fósforo orgânico.

O fósforo inorgânico é a única forma de fósforo assimilável pelo fitoplâncton

considerada no modelo. Como citado anteriormente para o ciclo do nitrogênio, neste

modelo a taxa de consumo de nutrientes para o crescimento de algas aumenta com a

concentração externa, mas ao mesmo tempo diminui com a concentração interna de

nutrientes nas algas se aproximando do seu valor de saturação. Este efeito foi

representado no consumo de fósforo inorgânico através da seguinte formulação:

max 3

max min 3

pa pauP

pa pa uP

r r Cf

r r k C (28)

onde kuP é a constante de meia saturação para o consumo de fósforo inorgânico, rpamin

e rpamax são as razões fósforo/clorofila mínima e máxima no fitoplâncton,

respectivamente. Assim, o consumo de fósforo se aproxima de zero quando a

concentração externa de fósforo está esgotada ou quando a concentração interna

atinge o valor de saturação máximo.




Porto Pontal



48

O fósforo orgânico é decomposto em fósforo inorgânico através da ação de

microrganismos. Este processo foi representado considerando os efeitos da

temperatura, através da equação de Arrhenius:

20

83 83(20) 83

Tk k

(29)

sendo k83(20) a taxa de mineralização a 20°C e θ83 o fator de correção da temperatura.

A parte particulada do fósforo orgânico, dada pelo resultado da subtração (1-fD8),

sedimenta através da velocidade de sedimentação de substâncias orgânicas (vs3)

dividida pela espessura da camada de água. Os valores de fD8 e vs3 são constantes,

sendo especificados pelo usuário.

Vários fatores físicos, químicos e físico-químicos interferem na precipitação

(imobilização) dos íons fosfato, reduzindo sua concentração na água. Para representar

este processo, um termo similar ao da sedimentação foi acrescentado à equação do

fósforo inorgânico, representando uma perda para o sedimento.

OD: Oxigênio Dissolvido

6 6 5 12 1 9 9

decomp.reaeração nitrificação respiração de fotossíntesefitoplâncton

4

respiração de sedimentozooplâncton

( )a s D on oc ca g oc ca ra

oc rz

R k O C k C r k C r r k C r r k C

SODr k C

H

(30)

DBO: Demanda Bioquímica de Oxigênio

3 55 5 5 oc ca z gz 9

decomp. detritos da herbivoriasedimentação

9 4

morte de morte de fitoplâncton zooplâncton

(1 )1s D

D

oc ca ea oc ez

v fR k C C r r E k C

H

r r k C r k C

(31)

A demanda bioquímica de oxigênio (DBO) pode ser dividida em duas partes:

DBO carbonácea: demanda de oxigênio dissolvido para decompor a matéria orgânica e

DBO nitrogenada: demanda de oxigênio dissolvido devido à nitrificação.




Porto Pontal



49

Neste modelo, a DBO é representada apenas pela parte carbonácea, sendo que

os efeitos da nitrificação são representados diretamente na equação do oxigênio

dissolvido.

Diversos fatores influem na taxa de decomposição da matéria orgânica. Neste

modelo, é considerada a influência da temperatura e da concentração de oxigênio

dissolvido. Este efeito é representado através das equações de Arrhenius e de

Michaelis-Menten:

20 620

6

T

d d d

DBO

Ck k

k C

(32)

Na expressão acima, kd20 é a taxa de decomposição a 20°C, θd é o fator de

correção da temperatura e kDBO é a constante de meia saturação para o consumo de

oxigênio.

A taxa de dissolução do oxigênio na água é proporcional à diferença entre a

concentração de saturação e a atual concentração de oxigênio dissolvido. Existem

diversas formulações para a taxa de reaeração em rios, estuários e lagos. A

formulação de Wanninkhof para lagos é descrita por:

1.64

10; 0.0986la l

kk k W

H

(33)

Sendo kl o coeficiente de transferência de oxigênio na superfície e W10 a

velocidade do vento medida 10 m acima da superfície. O usuário também pode

escolher um valor constante para a taxa de reaeração. Neste caso, ka será ajustado

pela temperatura:

2020

Tk ka a a (34)

onde ka(20) é taxa de reaeração na temperatura de 20°C e θa é o fator de correção da

temperatura para a reaeração.




Porto Pontal



50

A concentração de saturação de oxigênio no modelo depende da temperatura,

salinidade e pressão parcial devida à altitude. As formulações utilizadas para

representar a concentração de saturação são:

Concentração de saturação do oxigênio dissolvido em (mg/L):

sat 2

10 11

3 4

mar2

157570.1 66423080exp 139.34411

1.2438 10 8.621949 10

10.7454 2140.70.017674 0.1148

a a

a a

a a

ODT T

T T

S ZT T

(35)

onde Ta é a temperatura absoluta da água em graus Kelvin, S é a salinidade e Zmar é a

cota acima do nível do mar em km.

O oxigênio consumido nas duas etapas da nitrificação pode ser calculado da

seguinte forma:

3 23.428571g(OD) g(NH NO )oar (36)

2 31.142857g(OD) g(NO NO )oir (37)

onde roa e roi representam a quantidade de oxigênio dissolvido consumida para a

oxidação de amônia a nitrito e para a oxidação de nitrito a nitrato, respectivamente. O

consumo de oxigênio durante todo o processo pode ser representado como:

3 34.571428g(OD)/g(NH NO )on oa oir r r (38)

sendo então ron a quantidade de oxigênio dissolvido consumida por unidade de massa

de nitrogênio oxidado no processo total de nitrificação ou de oxidação de amônia para

nitrato.

A quantidade de oxigênio produzida por quantidade de carbono orgânico criado

através da fotossíntese é dada por:




Porto Pontal



51

2,6667g(OD) g(C)ocr

(39)

Como o fitoplâncton está representado no modelo através de clorofila a e não de

carbono, este valor é multiplicado pela razão carbono/clorofila a nas células das algas.

A produção de oxigênio através da fotossíntese varia de acordo com a taxa de

crescimento e a concentração de fitoplâncton.

Na respiração, que é o processo oposto ao da fotossíntese, o oxigênio é

consumido e o dióxido de carbono é liberado. A razão roc agora significa a quantidade

de oxigênio consumido na decomposição de um grama de carbono orgânico. Neste

modelo, é considerada a respiração de fitoplâncton e zooplâncton, que depende da

taxa de respiração e da concentração de cada organismo.

A parte do fitoplâncton que não foi consumida pelo zooplâncton durante o

processo de herbivoria é transformada em DBO. Os detritos são transformados em

DBO através da multiplicação das razões roc e rca pela concentração de fitoplâncton

dada em clorofila.

As perdas de fitoplâncton e zooplâncton através da mortalidade não predatória

são transformadas em DBO seguindo a mesma abordagem utilizada para os detritos da

herbivoria.

Assim como os nutrientes orgânicos, a parte particulada da matéria orgânica (1-

fD5), sedimenta com a velocidade de sedimentação de substâncias orgânicas (vs3)

dividida pela profundidade. Os valores de fD5 e vs3 são constantes, sendo especificados

pelo usuário.

A decomposição da matéria orgânica presente nos sedimentos pode representar

uma parte significativa do consumo de oxigênio no corpo de água. A demanda de

oxigênio no sedimento representada no modelo depende da temperatura, sendo

expressa por:

20

20

T

sSODSOD

(40)




Porto Pontal



52

sendo SOD20 a demanda de oxigênio no sedimento na temperatura de 20°C e θs o fator

de correção da temperatura.

A Tabela 9 a seguir lista os parâmetros, taxas e coeficientes adotados nas

reações cinéticas e apresenta os valores usuais.

Tabela 9 - Lista de parâmetros e coeficientes usados no MQA, com valores usuais.

Símbolo Parâmetro Faixa de Valores Valores

usuais Unidades Referência

Ez Eficiência de predação do zooplâncton sobre algas

0.4 a 0.8 0.6 ... Chapra (1997)

fD5 Fração de DBO dissolvido na coluna de água

0.1 a 0.9 0.5 ... Wool et al. (2002)

fD7 Fração de nitrogênio orgânico dissolvido na coluna de água

0.1 a 1.0 1.0 ... Wool et al. (2002)

fD8 Fração de fósforo orgânico dissolvido na coluna de água.

0.1 a 1.0 0.85 - Wool et al. (2002)

fon Fração de morte e respiração do fitoplâncton reciclada para nitrogênio orgânico

... 0.5 ... Wool et al. (2002)

fop Fração de morte e respiração da fitoplâncton reciclada para fósforo orgânico

0.1 a 0.9 0.5 - Wool et al. (2002)

Is Nível ótimo de luz 200 a 350 250 a 300

ly d-1

Bowie et al. (1985)

k12(20) Coeficiente de nitrificação em 20°C

0.03 a 0.9 0.1 a 0.5

d-1

Bowie et al. (1985)

k71(20) Coeficiente de amonificação em 20°C

0.001 a 0.2 0.03 d-1

Bowie et al. (1985)

k83(20) Coeficiente de mineralização do fósforo orgânico em 20°C

0.001 a 0.8 0.03 d-1

Bowie et al. (1985)

ka20 Coeficiente de reaeração em 20°C

0.1 a 5.0 1.38 d-1

Wool et al. (2002)

kam Constante de meia saturação para preferência de amônia

... 50 µgN/ℓ Chapra (1997)

K2D20 Coeficiente de desnitrificação em 20°C

0 a 1.0 0.1 d-1

Bowie et al. (1985)




Porto Pontal



53



kD20 Coeficiente de desoxigenação em 20°C

0.01 a 1.5 0.2 d-1

Bowie et al. (1985)

kDBO Constante de meia saturação para oxidação da DBO

0.5 mgO2/ℓ Bowie et al. (1985)

kea Taxa de mortalidade do fitoplâncton

0.003 a 0.17 0.01 a

0.1 d

-1

Bowie et al. (1985)

kez Taxa de mortalidade do zooplâncton

0.001 a 0.125 0.005 a

0.02 d

-1

Bowie et al. (1985)

kg20 Taxa de crescimento do fitoplâncton a 20ºC

0.2 a 8.0 2.0 d-1

Bowie et al. (1985)

kgz20 Taxa de predação do fitoplâncton pelo zooplâncton a 20ºC

0.5 a 5.0 1.0 a 2.0

m3 gC

-1 d

-1 Chapra (1997)

kgzc20 Perdas do zooplâncton por predação

0.001 a 0.1 0.01 a 0.05

d-1

Bowie et al. (1985)

kNIT Constante de meia saturação da nitrificação por limitação de oxigênio

0.5 a 2.0 0.5 mgO2/ℓ Bowie et al. (1985)

kNO3 Constante de meia saturação da desnitrificação por limitação de oxigênio

0.1 mgO2/ℓ Bowie et al. (1985)

kra20 Perdas de fitoplâncton por respiração e excreção a 20°C

0.005 a 0.8 0.05 a

0.2 d

-1

Bowie et al. (1985)

krz20 Perdas do zooplâncton por respiração e excreção a 20°C

0.001 –0.36 0.01 a 0.05

d-1

Bowie et al. (1985)

ksa Constante de meia saturação para predação de zooplâncton sobre alga

2 a 25 5 a 15 (µgChla/ℓ) Chapra (1997)

ksN Constante de meia saturação de N

1.4 a 400 25 a 200

µgN/ℓ Bowie et al. (1985)

ksP Constante de meia saturação de P

0.5 a 80.0 20 a 50 µgP/ℓ Bowie et al. (1985)

kuN Constante de meia saturação para o consumo de N

0.0014 a 0.2000 mgN/ℓ Bowie et al. (1985)

kuP Constante de meia saturação para o consumo de P

0.0028 a 0.0700 mgP/ℓ Bowie et al. (1985)




Porto Pontal



54



rca Razão carbono/clorofila nas células das algas

10 a 100 50 g(C)/g(Chl

a) Bowie et al. (1985)

rnamax Razão nitrogênio/clorofila máxima nas células das algas

8.0 a 15.0 mg(N)/mg(

Chla)

Schladow & Hamilton (1997)

rnamin Razão nitrogênio/clorofila mínima nas células das algas

1.5 a 4.0 mg(N)/mg(

Chla)


rpamax Razão fósforo/clorofila máxima nas células das algas

1.0 a 10.9 mg(P)/mg(

Chla)


rpamin Razão fósforo/clorofila mínima nas células das algas

0.1 a 1.0 mg(P)/mg(

Chla)


SOD20 Demanda de oxigênio no sedimento em 20°C

0.2 a 4.0 1.0 gO2 m-2

d-1

Wool et al. (2002)

Vfr Velocidade de precipitação do fósforo inorgânico

... ... m d-1

Vs3 Velocidade de deposição de substância orgânica

0.2 a 2.3 1.0 m d-1

Chapra (1997)

Vs4 Velocidade de sedimentação da biomassa

0 a 30.0 0.05 a

2.0 m d

-1

Bowie et al. (1985)

θ12 Coeficiente de temperatura para a nitrificação

1.02 a 1.08 1.08 ... Bowie et al. (1985)

θ2D Coeficiente de temperatura para desnitrificação

1.02 a 1.09 1.045 ... Bowie et al. (1985)

θ71 Coeficiente de temperatura para a amonificação

1.02 a 1.09 1.08 ... Bowie et al. (1985)

θ83 Coeficiente de temperatura para a mineralização do fósforo orgânico

1.02 a 1.09 1.08 ... Bowie et al. (1985)

θa Coeficiente de temperatura para a reaeração

1.008 a 1.047 1.024 ... Bowie et al. (1985)

θD Coeficiente de temperatura para a desoxigenação

1.02 a 1.15 1.047 ... Bowie et al. (1985)

θg Fator de correção da temperatura para o crescimento de fitoplâncton

1.01 a 1.2 1.066 ... Bowie et al. (1985)




Porto Pontal



55



θgz

Fator de correção da temperatura para predação de fitoplâncton por zooplâncton

... 1.08 ... Chapra (1997)

θgzc Fator de correção da temperatura para perdas do zooplâncton por predação

... 1.08 ... Chapra (1997)

θra

Fator de correção da temperatura para perdas de fitoplâncton por respiração e excreção

... 1.08 ... Chapra (1997)

θrz

Fator de correção da temperatura para perdas do zooplâncton por respiração e excreção

... 1.08 ... Chapra (1997)

θs Coeficiente de temperatura para a demanda de oxigênio no sedimento

... 1.08 ... Wool et al. (2002)

5.2. Dados Utilizados

Os dados necessários para implementação do modelo hidrodinâmico

compreendem informações batimétricas, forçantes meteorológicas (vento) e forçantes

astronômicas (constantes harmônicas de maré), além de descargas médias (vazões)

dos principais rios que drenam para o estuário, sendo que foram lançadas vazões

constantes para alguns dos principais rios que drenam para a baía de Paranaguá.

5.2.1. Dados Batimétricos

Os dados batimétricos foram obtidos a partir da: digitalização de cartas náuticas

do litoral paranaense, dados fornecidos pelo empreendedor, dados de projetos,

dissertações e teses desenvolvidos por pesquisadores do CEM e de dados primários

ou que fazem parte do banco de dados da empresa EnvEx Engenharia e Consultoria. A

Figura 14 apresenta a geometria do fundo submarino do CEP, criada através da

interpolação dos dados batimétricos disponíveis. Na fronteira externa do domínio

observa-se profundidades variando entre 20 e 24 m. No interior do estuário, as maiores




Porto Pontal



56

profundidades ocorrem no canal de acesso, o qual se encontra bem representado com

profundidades entre 15,0 e 10,0 m, estendendo-se até a área do terminal da Ponta do

Felix, onde apresenta profundidades variando entre 6,0 e 9,0 m.

Figura 14 – Modelo digital do fundo submarino do CEP

5.2.2. Grade Numérica

O modelo SisBaHia utiliza um esquema numérico de elementos finitos para a

solução das equações da hidrodinâmica. Essa solução é efetuada com base em uma

grade numérica não estruturada que permite variar a dimensão dos elementos de

grade que representam a região a ser modelada. Esse tipo de grade é muito útil em

áreas de geometria complexa, com é o caso do CEP. A Figura 15 mostra a grade

numérica utilizada nas simulações. Observe-se que o tamanho dos elementos de grade

variam em dimensão, sendo possível representar com detalhes as feições geométricas

do contorno do estuário. Na área externa, afastada da região de interesse sobre a

plataforma, os elementos de grade possuem comprimento da ordem de 8 km. Na




Porto Pontal



57

região de maior interesse, na entrada do estuário, a dimensão média dos elementos é

da ordem de 500m.

Figura 15 – Modelo digital do fundo submarino do CEP

5.2.3. Dados Meteorológicos

A radiação solar que atinge a superfície do lago é transformada em calor,

principalmente próximo à superfície. Esse processo de transferência ocorre de forma

lenta, gerando camadas de diferentes temperaturas e, consequentemente, de

diferentes densidades. O vento é o principal forçante capaz de misturar tais camadas.

Os dados de ventos utilizados referem-se ao período dos meses de junho e julho de

2011 da estação da Ilha do Mel do SIMEPAR. A partir dos dados medidos foi

construída uma série correspondente a um ano, usada nas simulações. A Figura 16 e

Figura 17 mostram as séries temporais horárias de intensidade e de direções de vento

utilizadas. Os valores de radiação solar usados no modelo referem-se a séries geradas

pelo SisBAHIA®, a partir de um conjunto de formulações analíticas que consideram o




Porto Pontal



58

dia do ano, a latitude, a longitude e a altitude do local, além do percentual de céu

encoberto (Thomann & Muller, 1987). Maiores detalhes podem ser encontrados em

Rosman, 2012.

Figura 16 – Valores de velocidade do vento na região do empreendimento – Estação Ilha do Mel do SIMEPAR.

Figura 17 – Valores de direção do vento na região do empreendimento – Estação Ilha do Mel do SIMEPAR.

0

2

4

6

8

10

12

14

0 10 20 30 40 50 60

Ve

loci

dad

e (

m/s

)

dias

Série Temporal de Vento

0

45

90

135

180

225

270

315

360

0 10 20 30 40 50 60

Dir

eçã

o (

Gra

us)

dias

Série Temporal de Vento




Porto Pontal



59

5.2.4. Maré

Para gerar o movimento oscilatório da elevação da superfície do mar,

característico de regiões estuarinas, o modelo foi alimentado com um conjunto de

constituintes harmônicas de maré, obtido de séries temporais gerados por marégrafos

instalados no interior CEP. A Tabela 10 apresenta as amplitudes e fases das

constituintes utilizadas nas simulações.

Tabela 10: Constantes harmônicas de maré utilizadas como condição de contorno.

Constituinte Período (seg) Amplitude (m) Fase (Radianos)

Ssa 15778459 0.064 0.05

MSf 1275721 0.066 0.19

MS4 21972.02 0.005 0.28

SN4 22176.69 0.006 0.35

MSN2 47258.16 0.004 1.01

MO3 30190.69 0.06 1.34

Q1 96726.08 0.038 1.4

O1 92949.63 0.119 1.54

K2 43082.05 0.102 1.76

M2 44714.16 0.42 1.87

S2 43200 0.3 1.9

J1 83154.52 0.006 1.97

L2 43889.83 0.027 2.2

K1 86164.09 0.073 2.48

P1 86637.2 0.03 2.53

mu2 46338.33 0.036 2.69

2N2 46459.35 0.018 2.83

MK3 29437.7 0.052 3.05

N2 45570.05 0.08 3.19

T2 43259.22 0.003 3.3

nu2 45453.62 0.006 3.32

MN4 22569.03 0.046 4.42

M3 29809.44 0.149 4.89

M1 89399.69 0.005 4.9

M4 22357.08 0.161 5.11




Porto Pontal



60

Constituinte Período (seg) Amplitude (m) Fase (Radianos)

Mf 1180292 0.064 5.72

OO1 80301.87 0.004 6.23

5.3. Simulações Hidrodinâmicas

Para realizar as simulações da dispersão da pluma do efluente tratado do

terminal portuário, o campo hidrodinâmico foi simulado, utilizando-se as informações

apresentadas nesse capítulo. Importante ressaltar que o empreendimento se localiza

em uma área dominada pelas correntes de maré. Isso se deve principalmente pela

geometria da região, onde se observa um acentuado estrangulamento, delimitado pelo

continente e pela ilha do mel, que intensifica o fluxo enchente e vazante, gerado pela

ação das marés. A intensidade das correntes devido à descarga fluvial possui ação

restrita, limitada a região da foz dos principais rios. A contribuição dos ventos, na

intensificação ou não dos fluxos, se dá de forma mais eficiente quando ocorre

empilhamento de água no interior do estuário, ou no exterior, sobre a plataforma

continental. Esse fenômeno de empilhamento devido ao vento é conhecido como maré

meteorológica, e pode ocorrer principalmente com a passagem de frentes frias, quando

a ventos mais intensos, persistem em uma mesma direção por um período

considerável de tempo. Mesmo sobre tais condições, o impacto na intensidade das

correntes de maré não é muito significativo. Ou seja, a principal forçante, que rege o

movimento das massas de água no interior e na desembocadura do CEP (Complexo

Estuarino de Paranaguá) é a maré, que possui comportamento cíclico, com a

ocorrência de máximas amplitudes nos períodos de sizígia e mínimas amplitudes nos

períodos de quadratura.

Com base nesse comportamento bem definido das correntes de maré, que se

repete ao longo de um ciclo de aproximadamente 28 dias, é possível determinar o

comportamento das correntes hidrodinâmicas através de simulações com períodos da

ordem do ciclo de maré. Assim, nesse trabalho, o campo hidrodinâmico foi simulado

para o período de 60 dias, entre os dias 20 de junho e 20 de julho de 2013, cobrindo

assim, dois ciclos completos de maré.




Porto Pontal



61

5.3.1. Resultados do Modelo Hidrodinâmico

Os resultados obtidos com o modelo hidrodinâmico mostraram boa concordância

com relação ao conhecimento atual dos campos de corrente no interior do CEP. A

literatura indica que a intensidade do fluxo em seções localizadas no canal da Galheta

é mais intensa em situação de maré vazante, atingindo velocidades da ordem de

1,1m/s. A Figura 18 apresenta o campo de velocidade, maré de sizígia vazante, onde

observa-se correntes com velocidades da ordem de 1,0 m/s, na área do

empreendimento, ou seja no canal de acesso, em Pontal do Sul.

Figura 18 – Campo de velocidade – Sizígia vazante

A Figura 19 apresenta o campo de velocidade para a região de maior interesse

em detalhes, onde é possível observar que, para esse instante de sizígia vazante,

velocidades da ordem de 1,0 m/s.




Porto Pontal



62

Figura 19 – Campo de velocidade em detalhe – Sizígia vazante

Dessa forma, com os campos de velocidade calculados, torna-se possível a

simulação da qualidade da água, a qual será apresentada na seção a seguir.

5.4. Simulações da Qualidade da água – Campo Afastado

Esta seção apresenta as simulações de qualidade da água que foram realizadas

para a baía de Paranaguá, considerando o lançamento de efluente tratado do Porto

Pontal. Essas simulações consideram o comportamento dos parâmetros de qualidade

da água no campo afastado, já considerando a diluição ocorrida no campo próximo,

conforme resultados mostrados na seção 4.2. Como pôde ser visto na seção

referenciada, houve grande diluição do efluente lançado, de forma que alguns

parâmetros ficaram com valores bastante baixos. É o caso do parâmetro coliformes

termotolerantes, para o qual, o valor máximo foi de 4 NMP/100 ml, para um padrão de

balneabilidade de qualidade satisfatório de 1000 NMP/100 ml de acordo com a Res.




Porto Pontal



63

CONAMA 274/2000. Sendo assim, esse parâmetro não será simulado no campo

afastado, devido aos valores baixos já encontrados no fim do campo próximo e no

ambiente (conforme seção 2). As simulações foram bastante conservadoras, pois

consideraram que as concentrações que estavam restritas apenas às margens do

empreendimento se espalharam no primeiro elemento de grade. Sendo assim, a

tendência é que os resultados aqui mostrados mostrem uma majoração dos impactos

efetivos. A visão conservadora é importante nas simulações, pois os modelos e os

dados possuem imprecisões, as quais são minimizadas com simulações mais

conservadoras.

Dessa forma, os parâmetros simulados foram salinidade, temperatura, OD, DBO,

nitrato, amônia, nitrogênio orgânico, fósforo orgânico e fósforo inorgânico.

A seguir são apresentados os cenários de qualidade da água simulados com o

SISBAHIA, descrevendo-se os dados utilizados e os resultados obtidos.

5.4.1. Cenários Simulados

As simulações da qualidade da água foram realizadas para um período de seis

meses, além de um período inicial de aquecimento do modelo, repetindo-se o ciclo

hidrodinâmico original simulado e já apresentado na seção anterior.

Devido à pequena dimensão do efluente e à relativamente baixa concentração

das substâncias emitidas para o corpo hídrico, é previsto um baixo impacto na

qualidade da água na área do empreendimento. Sendo assim, para tentar isolar o

efeito das emissões dessas substâncias, optou-se pela simulação de dois cenários: (1)

Cenário 1, sem lançamento do efluente tratado; (2) Cenário 2, com o lançamento do

efluente tratado. Dessa forma, com dois cenários, é possível se estabelecer análises

comparativas, focando nas diferenças entre as duas situações, diminuindo a

importância dos dados de qualidade da água atuais do CEP.

O cenário sem lançamento do efluente foi implementado com a definição das

concentrações iniciais dos parâmetros simulados no CEP (de acordo com os dados

monitorados), além das contribuições de rios afluentes à baía de Paranaguá. Já no




Porto Pontal



64

caso do cenário com o lançamento o efluente tratado, foram utilizadas, além das

concentrações existentes no CEP e das condições de contorno, as concentrações

obtidas no fim do campo próximo pelo modelo CORMIX, que basicamente são as

concentrações de lançamentos com certo grau de diluição.

As condições de contorno utilizadas para a área oceânica, limite Leste do

domínio, são apresentadas na Tabela 11. Como não há monitoramento de alguns

parâmetros no oceano, tais parâmetros têm valor zero no contorno.

Tabela 11: Condições de contorno no contorno aberto – limite Leste do domínio.

Parâmetro Concentração (mg/L)

DBO 2

OD 6

Fósforo Total 0

Amônia 0

Nitrato 0

Nitrogênio Orgânico 0

5.4.2. Resultados para qualidade da água

Esta seção apresenta os resultados para os parâmetros nitrogênio amoniacal,

fósforo total, OD e DBO. Conforme já comentado anteriormente, devido à pequena

quantidade de coliformes termotolerante ao fim do campo próximo, é inviável e

desnecessária a simulação desse parâmetro para o campo afastado. Para tentar

identificar possíveis mudanças na qualidade das águas na região do empreendimento,

próximo de onde ocorrerá a emissão do efluente tratado, a seguir serão comparados os

resultados dos dois cenários simulados

Resultados para DBO

A Figura 20 e a Figura 21 mostram os resultados para DBO em todo o CEP no

cenário 1. São mostrados os instantes de maré sizígia vazante (a mais intensa) e

quadratura enchente (a menos intensa). Já a Figura 22 e a Figura 23 mostram o

mesmo resultado para o cenário 2. As diferenças são praticamente imperceptíveis,




Porto Pontal



65

principalmente quando se relembra que os valores de DBO para o fim do campo

próximo são sempre menores que 0,32 mg/L, ou seja, valores bastante reduzidos.

Dessa forma, para facilitar a visualização de eventuais diferenças entre os cenários, o

que caracteriza a contribuição do lançamento do efluente tratado, apresenta-se, da

Figura 24 até a Figura 27 os resultados com zoom na área de interesse, próxima do

empreendimento. Assim, opta-se aqui por se apresentar os resultados apenas para a

região de interesse também para os outros parâmetros.

Ainda assim, após se aplicar um zoom na área de interesse, não se percebem

efeitos do lançamento do efluente tratado. Ou seja, o impacto é muito concentrado na

zona de mistura, praticamente não impactando no campo afastado.

Figura 20 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 1, maré de sizígia, vazante




Porto Pontal



66

Figura 21 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 1, maré de quadratura, enchente

Figura 22 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 2, maré de sizígia, vazante




Porto Pontal



67

Figura 23 – Distribuição de DBO para o CEP – cenário 2, maré de quadratura, enchente

Figura 24 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 1, maré de sizígia, vazante




Porto Pontal



68

Figura 25 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 1, maré de quadratura, enchente

Figura 26 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 2, maré de sizígia, vazante




Porto Pontal



69

Figura 27 – Distribuição de DBO para a área de interesse – cenário 2, maré de quadratura, enchente

Resultados para OD

Nesta seção são mostrados os resultados das simulações dos dois cenários

para Oxigênio Dissolvido. Para facilitar a comparação entre os cenários, as figuras

serão apresentadas de forma combinada. Dessa maneira, as diferenças ficam mais

evidentes. Durante um instante de maré sizígia enchente (Figura 28), não é possível

observar diferenças relevantes entre os cenários. Na Figura 29 é possível observar os

resultados de OD para os dois cenários para um instante de maré de quadratura

enchente. Ainda que as diferenças sejam pequenas, é possível observar que na região

próxima ao lançamento, em direção ao interior do estuário (consequência da maré

enchente), há uma diminuição da ordem de 0,05 mg/L. Ou seja, o impacto é bastante

diminuto.




Porto Pontal



70

Figura 28 – Distribuição de OD para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de sizígia, vazante

Figura 29 – Distribuição de OD para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de quadratura, enchente

Resultados para Fósforo Total

Os resultados para fósforo total são mostrados na Figura 30 e na Figura 31, para

os instantes de maré de sizígia vazante e de quadratura enchente, para os dois

cenários. Percebe-se que para o fósforo total há possibilidade de maior influência do

lançamento do efluente tratado do TPPP sobre a qualidade da água da baía de

Paranaguá, em região próxima ao empreendimento. Percebe-se que as maiores

concentrações são encontradas em maré de quadratura, na qual a intensidade da

velocidade é menor.




Porto Pontal



71

As diferenças máximas mostradas são da ordem de 0,04 mg/L, para um padrão

de 0,124 mg/L. Ou seja, apesar de haver influência, a mesma está longe do padrão

legal para o ambiente (conforme Res. CONAMA 357/2005). Além disso, na realidade a

abrangência desse impacto deve ser menor, já que há considerações conservadoras

nesta simulação.

Figura 30 – Distribuição de fósforo total para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de sizígia, vazante

Figura 31 – Distribuição de fósforo total para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de quadratura, enchente

Resultados para Nitrogênio Amoniacal

Os resultados das simulações para amônia são mostrados na Figura 32 e na

Figura 33. Percebe-se que para esse parâmetro também há diferenças um pouco mais




Porto Pontal



72

significativas, sendo que as máximas variações entre os cenários 1 e 2 foram de

aproximadamente 0,06 mg/L a 0,08 mg/L, com concentrações no ambiente atingindo

valores máximos da ordem de 0,1mg/L para um padrão no ambiente de 0,4 mg/L (Res.

CONAMA 357/2005). Como já comentado para o caso do fósforo total, na realidade a

abrangência desse impacto deve ser menor, já que há considerações conservadoras

nesta simulação.

O impacto do lançamento do efluente tratado na baía de Paranaguá sobre o

parâmetro amônia não é relativamente tão grande quando comparado ao padrão da

Res. CONAMA 357/2005. No entanto, há que se considerar que os monitoramentos

realizados em campo e comentados na seção 2 mostram valores altos para esse

parâmetro, acima de 2,5 mg/L, ou seja, muito maior que padrão de 0,4 mg/L. Perante

esses valores atualmente existentes, a contribuição do efluente tratado lançado se

mostra pequena. Ainda assim, recomenda-se um monitoramento intenso para esse

parâmetro.

Figura 32 – Distribuição de amônia para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de sizígia, vazante




Porto Pontal



73

Figura 33 – Distribuição de amônia para a área de interesse – cenários 1 (esquerda) e 2 (direita), maré de quadratura, enchente




Porto Pontal



74

6. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

Este relatório buscou avaliar os possíveis impactos do lançamento de efluente

tratado do Porto Pontal na Baía de Paranaguá. Para simular os efeitos do lançamento

do efluente no campo próximo foi utilizado o sistema de modelagem CORMIX, modelo

muito utilizado para esse tipo de estudos. Já para o campo afastado, foram utilizados

os modelos do sistema SISBAHIA.

Para o campo próximo, foram simulados vários tempos distintos considerando as

variações da maré. As concentrações após o fim do campo próximo, que variou de

poucos metros até 500 m, se mostraram abaixo das concentrações limites para o

ambiente, sendo possível afirmar que o emissário foi capaz de gerar uma diluição

eficiente do efluente lançado. Para o parâmetro coliformes termotolerante já foi

programado um tratamento que faz com que seu lançamento já ocorra abaixo do

padrão de balneabilidade. Dessa forma, ao fim do campo próximo, os valores desse

parâmetro já estavam próximos de zero.

Para as simulações do campo afastado, foram simulados dois cenários, um com

a presença do emissário e outro sem. As simulações foram bastante conservadoras,

pois consideraram que as concentrações que estavam restritas apenas às margens do

empreendimento se espalharam no primeiro elemento de grade. Sendo assim, a

tendência é que os resultados aqui mostrados mostrem uma majoração dos impactos

efetivos. A visão conservadora é importante nas simulações, pois os modelos e os

dados possuem imprecisões, as quais são minimizadas com simulações mais

conservadoras.

De forma geral, os resultados para o campo afastado mostraram que não houve

impacto significativo sobre parâmetros OD e DBO no ambiente. Para fósforo total e

amônia o impacto é mais aparente, apesar de não se aproximar do padrão legal.

Apesar disso, há que se considerar que os monitoramentos realizados em campo e




Porto Pontal



75

comentados na seção 2 mostraram valores altos para esse parâmetro, acima de 2,5

mg/L, ou seja, muito maior que padrão de 0,4 mg/L. Perante esses valores atualmente

existentes, a contribuição do efluente tratado lançado se mostra pequena.

Por fim, é importante mencionar que a modelagem matemática não é uma

ciência exata. Existem simplificações na definição dos processos dominantes para a

modelagem, como imprecisões por causa da esquematização da região do estudo e

incertezas na descrição das condições de contorno e iniciais, ainda mais quando se

considera um sistema tão complexo quanto um estuário. Dessa forma, é essencial o

monitoramento intenso da qualidade da água em toda a região do entorno do

lançamento do efluente tratado como forma de garantir que os padrões legais não

sejam excedidos. Recomenda-se ainda uma ação com o objetivo de se identificar as

origens dos altos valores de amônia encontrados no ambiente.




Porto Pontal



76

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

ALDAMA, A. (1985) Theory and applications of two- and three-scale filtering

approaches for turbulent flow simulation. Ph.D. Thesis, Dept. Civil Engineering,

Massachusetts Institute of Technology.

BEDFORD, K. (1994) Diffusion, dispersion and sub-grid parameterization. Chapter 4 in

“Coastal, Estuarial and Harbour Engineers’ Reference Book”, Ed. by M. B. Abbot and

W. A. Price, E&FN Spon.

BLENINGER, T., JIRKA, G. H.. Mixing zone regulation for effluent discharges into EU

waters. Proceedings of the Institution of Civil Engineers - Water Management, Volume

164, Issue 8, Junho de 2011.

BOWIE, G.L., MILLS, W.B.; PORCELLA, D.B.; CAMPBELL, C.L.; PAGENKOPF, J.R.;

RUPP, G.L.; JOHNSON, K.M.; CHAN, P.W.H.; GHERINI, S.A.; CHAMBERLIN, C.E.

(1985) Rates, Constants, and Kinetics Formulations in Surface Water Quality Modeling.

2nd ed. Report n° EPA-600/3-85-040. USEPA.

CHAPRA, S. C. (1997) Surface Water-Quality Modeling. McGraw-Hill.

JIRKA, G. H., BLENINGER, T., BURROWS, R., LARSEN, T. Management of point

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water framework directive apply?. Intl. J. River Basin Management, Vol. 2, No. 3, pp.

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ROSMAN, P. C. C. (2012) Referência Técnica do SISBAHIA – SISTEMA BASE DE

HIDRODINÂMICA AMBIENTAL, Programa COPPE: Engenharia Oceânica, Área de

Engenharia Costeira e Oceanográfica, Rio de Janeiro, Brasil.




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Ph.D. Thesis, Dept. of Civil Engineering, Massachusetts Institute of Technology.

SCHLADOW, G., HAMILTON, D. (1987) Prediction of water quality in lakes and

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University of California Press. Berkeley, CA.

THOMANN, R. V. and MULLER, J. A. (1987) Principle of Surface Water Quality

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WOOL, T.A., Ambrose, R.B., Nartin, J.L., Comer, E.A.(2002). Water Quality Analysis

Simulation Program (WASP): Version 6.0 User's Manual. USEPA.




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ANEXO 1 – LAUDOS DAS ANÁLISES LABORATORIAIS




Porto Pontal



79

ANEXO 2 – PROJETO DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DOS

EFLUENTES



modelagem matemÁtica da qualidade da Água da baÍa de ...licenciamento.ibama.gov.br/porto/terminal...

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