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6. SISTEMAS DE DRENAGEM UNITÁRIOS

6.1. Considerações gerais

Grande parte dos sistemas de drenagem urbana em Portugal e na Europa comportam-se como sistemas unitários, mistos ou pseudo-separativos, tendo a particularidade de transportar conjuntamente águas residuais domésticas e águas pluviais. Na Alemanha, cerca de 70% das águas residuais domésticas são transportadas por colectores unitários (PECHER 1992), podendo-se dizer, sem grande erro, que grande parte dos países europeus apresentam percentagens idênticas. O sistema que se exemplifica na Figura 6.1 é composto por colectores unitários, emissários, um descarregador, uma bacia de armazenamento e uma Estação de Tratamento de Águas Residuais (ETAR).

Figura 6.1 - Representação esquemática de um sistema unitário típico.

Os sistemas de drenagem unitários distingue-se dos sistemas separativos domésticos (em que o caudal máximo que pode ser transportado é, teoricamente, o caudal de ponta doméstico), verificando-se as maiores afluências em resultado da ocorrência de precipitações.

Assim, o dimensionamento hidráulico das ETAR localizadas a jusante de sistemas unitários pode ser bastante complexo, atendendo à grande variação do volume de caudais transportados, em função da ocorrência de precipitações. Tradicionalmente, as ETAR de sistemas unitários dispõem de descarregador a montante, e são dimensionadas, em termos hidráulicos, para um caudal três a seis vezes o caudal médio de tempo seco.

Em tempo seco, as águas residuais são transportadas para uma estação de tratamento onde, após terem recebido tratamento, são descarregadas para o meio receptor. No entanto, durante os períodos chuvosos, verifica-se um aumento significativo dos caudais e cargas poluentes escoadas, devido à maior infiltração e sobretudo à afluência das escorrências pluviais aos sistemas. O resultado, em termos de tratamento, pode ser a sobrecarga das ETAR, o que se traduz em efluentes finais bastante poluídos. Deste

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modo, é frequente verificar-se o desvio dos caudais que excedem a capacidade hidráulica da ETAR (ou da rede de drenagem) através de descarregadores de tempestade. Estes caudais em excesso, referidos em terminologia anglo-saxónica por Combined Sewer Overflows (CSO), são, em geral, descarregados directamente nos meios receptores.

Em termos teóricos, o factor de diluição “6” na água descarregada (em ETAR dimensionadas para seis vezes o caudal médio de tempo seco) corresponderá, para uma capitação de 100 l/hab.dia, a um efluente com uma CBO5 da ordem de 90 mg/l, valor bastante superior ao limite regulamentar de descarga de águas residuais para o meio hídrico (em ELLIS 1988 referencia-se, para o caso de colectores unitários, valores da CBO5 entre 43 e 225 mg/l, com um valor médio ponderado de 90 mg/l). O valor da CBO5 depende, obviamente, de inúmeros factores, designadamente das características de ocupação da bacia drenada, da capitação e do desenvolvimento físico do sistema de drenagem.

Do ponto de vista prático, a situação é significativamente agravada pelo facto de, por ocorrência das grandes chuvadas, serem ressuspensas e arrastadas as partículas em suspensão previamente decantadas nos colectores nos períodos secos precedentes (segundo ASHLEY et al. 1992, a acumulação de sedimentos pode ascender a 500 g/m.d. em sistemas unitários). Os caudais passam a transportar, assim, elevadas cargas poluentes, nomeadamente de origem orgânica.

Em síntese, as descargas directas de excedentes de sistemas unitários têm como consequência a degradação da qualidade da água dos meios receptores, frequentemente aliada à não verificação dos requisitos legais de qualidade (mínima e/ou em função dos respectivos usos). Paralelamente, o crescimento urbano actual, associado ao acréscimo de impermeabilização, de caudais de ponta e de volumes de escoamento superficial, bem como à concentração de actividades humanas (aumento do volume de águas residuais e produção crescente de resíduos) acentua o efeito das descargas directas no meio receptor e o aumento do risco de inundações. Finalmente, para além de ser frequente a descarga de excedentes com graus de diluição reduzidos, esta situação é agravada devido ao facto do aumento dos caudais, resultante da ocorrência de precipitações, poder arrastar e colocar em suspensão substâncias previamente sedimentadas nos colectores. Essas substâncias ressuspensas são responsáveis por um acréscimo significativo da carga poluente descarregada para os meios receptores, nomeadamente em termos dos seguintes parâmetros: bactérias, nutrientes, sólidos em suspensão, carência química e bioquímica de oxigénio e metais pesados.

6.2. Tendências actuais na beneficiação dos sistemas unitários

As medidas mais divulgadas de beneficiação do comportamento dos sistemas incluem a construção de reservas e o controlo de afluências à ETAR com equipamento de controlo de caudal e sensores para monitorização do comportamento das infra-estruturas, sendo

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também comum proceder-se ao controlo de infiltração e exfiltração e à implementação de soluções de controlo na origem (“source control”, em terminologia anglo-saxónica).

De facto, a erradicação ou controlo das descargas directas de excedentes de sistemas unitários baseia-se, sobretudo, na beneficiação e controlo do comportamento dos sistemas e não na ampliação das ETAR. Ou seja, em vez de se ampliarem as estações de tratamento, por forma a serem obtidos rendimentos adequados de depuração, mesmo durante os períodos de precipitação, opta-se, pelo menos em grande número de situações, pela alternativa de regularizar os caudais de ponta em reservatórios, restituindo-os a jusante, a fim de serem tratados na ETAR existente, não “sobrecarregada excessivamente”, nem em termos hidráulicos, nem em termos de cargas poluentes.

Assim, uma forma de beneficiar sistemas de drenagem unitários consiste na construção de reservatórios ou bacias de regularização que acumulem água poluída durante a ocorrência das chuvadas e que, após essa ocorrência, descarreguem as águas para a ETAR. Deste modo, no caso de opção por bacias em paralelo (em terminologia anglo-saxónica off line), tal como a ilustrada na Figura 6.2, quando o caudal afluente ultrapassa um determinado limite (em regra, igual ao caudal de dimensionamento da ETAR, Qdim), o descarregador entra em funcionamento, drenando para a bacia de regularização, que vai enchendo gradualmente até atingir a sua capacidade máxima e a partir da qual o caudal excedente é descarregado directamente para o meio receptor. Na fase descendente do hidrograma de cheia, assim que o caudal afluente ao descarregador volte a ser inferior ao caudal de dimensionamento da ETAR, o reservatório começa a esvaziar, drenando para a estação de tratamento, a fim de que esta funcione em pleno (com o caudal de dimensionamento).

Outros esquemas de funcionamento podem ser adoptados, em função das características dos sistemas. Na Figura 6.2 são apresentados, a título ilustrativo, alguns esquemas que representam o funcionamento de um sistema com reservatório intercalado (em terminologia anglo-saxónica, on line). Em MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE 1988 são ilustradas diversas formas de funcionamento e exploração de sistemas de drenagem com reservatórios ou bacias de retenção.

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Figura 6.2 - Esquemas ilustrativos do funcionamento de um sistema unitário com reservatório

intercalado.

Pode também proceder-se à beneficiação do comportamento dos sistemas de drenagem unitários através da construção de diversos descarregadores, dispostos a jusante de cada bacia de drenagem que constitui o sistema, e de emissários domésticos que afluam à ETAR. Nestas circunstâncias, os descarregadores desviam os caudais domésticos para esses emissários ou interceptores, garantindo que não afluem, a jusante, caudais superiores aos de dimensionamento dos restantes órgãos do sistema. Os caudais em excesso (sobretudo de origem pluvial) prosseguem pelo sistema de drenagem inicialmente existente, que descarregará no meio receptor. Em sistemas unitários na Europa, é usual proceder-se ao desvio até duas vezes o caudal de ponta de tempo seco ou seis vezes o caudal médio. Deste modo, assegura-se que os sistemas interceptores recebem a totalidade dos caudais de ponta domésticos e, ainda, uma parte dos caudais

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pluviais, sendo apenas descarregados, no meio receptor e em tempo de chuva, efluentes considerados suficientemente diluídos.

A fim de analisar os resultados de diferentes medidas de beneficiação de sistemas de drenagem, é útil dispor de modelos que possibilitem a simulação dinâmica do comportamento destes sistemas. A modelação computacional de sistemas de drenagem de águas residuais, como instrumento de planeamento, projecto, análise, beneficiação e operação de sistemas, teve início sensivelmente na década de 1970. Desde então, foram desenvolvidos vários modelos destinados à simulação do comportamento dos sistemas de drenagem e dos processos que ocorrem nos colectores, ETAR e meios receptores, que apresentam diferentes níveis de detalhe e complexidade. As diversas componentes dos sistemas de drenagem urbanos devem ser consideradas conjuntamente, possibilitando uma abordagem holística e mais sustentada – a modelação integrada de sistemas pode ser necessária a fim de assegurar a redução global das emissões totais de poluentes para os meios receptores (SEGGELKE, 2005).

A operação e gestão dos sistemas de saneamento também deve ser efectuada de uma forma integrada, que permita minimizar, com encargos reduzidos, os impactes adversos resultantes das descargas directas no meio ambiente, aproveitando-se ao máximo as potencialidades dos reservatórios e colectores e a capacidade de tratamento instalada. A concretização desta gestão “inteligente” passa pelo recurso à utilização de equipamentos automáticos e semi-automáticos (tais como válvulas e adufas) controladas em “tempo real” (em terminologia anglo-saxónica, real time control). Vários sistemas de drenagem de grandes dimensões, geridos com controlo em tempo real, encontram-se actualmente em operação. Alguns deles estão instalados em Detroit. Seatle e Ohio, nos Estados Unidos da América, em Osaka, Tokyo e Okayoma, no Japão, em Seine-Saint-Denis, Marselha e Nancy, em França, no sector ocidental de Birmingham, no Reino Unido, em Amsterdão e Roterdão, na Holanda, em Hamburgo, Munique e Nuremberga, na Alemanha (SCHILLING 1991). Estes sistemas, envolvendo por vezes tecnologias sofisticadas na área da telemetria e controlo automático da abertura de válvulas, tem como objectivo primordial o tratamento e gestão das descargas de cargas poluentes, por forma a serem minimizados os encargos de exploração e os impactes no meio ambiente.

6.3. Modelação matemática do comportamento dinâmico de sistemas de

drenagem

6.3.1. Considerações introdutórias

Desde a década de 1970 que têm sido desenvolvidos diversos modelos com vista à simulação do comportamento dos sistemas de drenagem em meio urbano, que se revelam especialmente úteis para a sua operação e gestão (DI PIERRO, 2005; citado por

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FERREIRA, 2006), tendo em vista a redução global das emissões totais de poluentes para os meios receptores.

Os modelos matemáticos do comportamento dinâmico de sistemas de drenagem incidem não só sobre a componente hidráulica (relativamente à qual os conhecimentos teóricos se encontram praticamente consolidados), mas também sobre a modelação dos processos que ocorrem nos colectores, ETAR e meios receptores (que ainda se encontram em fase de investigação e que, atendendo à complexidade dos fenómenos envolvidos, conduz a níveis de incerteza elevados).

Actualmente, é dado especial relevo à modelação integrada dos vários componentes dos sistemas de saneamento, que ganhou relevo a partir da década de “80” (RAUCH et al., 2002; ERBE et al., 2002; SCHÜTZE el al, 2002).

Genericamente, é comum caracterizar os modelos recorrendo às expressões anglo-saxónicas de “black box model”, “glass box/white box model” ou “grey box model”. Os modelos do tipo “caixa preta” são modelos empíricos, simplificados, de aplicação limitada às condições de calibração e que reproduzem não o fenómeno físico mas sim a resposta do sistema. Os modelos “caixa branca” ou “caixa de vidro” são modelos determinísticos que representam os processos mais relevantes através de equações diferenciais (nomeadamente através das equações da continuidade, conservação do momento e da energia, transporte de massa e de reacções biológicas), e podem ser aplicados, com cuidado, fora das condições estritas de calibração. Os modelos do tipo “caixa cinzenta” correspondem a modelos intermédios, baseados em simplificações das leis físicas.

Neste sub-capítulo referem-se as principais etapas do processo de modelação e são abordados, em detalhe, os modelos destinados à simulação do comportamento de sistemas de drenagem. Referem-se também, embora de forma sumária, alguns dos modelos existentes para ETAR, meios receptores e para modelação integrada.

6.3.2. Etapas do processo de modelação

De acordo com OLSSON e NEWELL (1999) e DOCHAIN e VANROLLEGHEM (2001), o processo de modelação deve considerar as seguintes etapas principais:

• definição do problema: definir processos a modelar e respectivas variáveis, e quais os objectivos do modelo (e.g., dimensionamento do sistema, simulação da operação do sistema, controlo da ETAR, resolução de problemas existentes, investigação e ensino);

• recolha de informação disponível; • selecção de modelo a aplicar (escolha de equações que traduzam os processos),

atendendo aos principais fins a que se destina o modelo;

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• estabelecimento de condições iniciais e de condições de fronteira para todas as variáveis dos processos;

• representação das equações diferenciais de forma discreta, através de métodos numéricos;

• desenvolvimento do código e “debugging”; • calibração e validação do modelo (comparando os resultados obtidos com os dados

que não foram usados na calibração); • aplicação do modelo.

A incerteza associada aos resultados da aplicação de qualquer modelo deve-se, designadamente, aos dados de entrada, aos valores adoptados para cada parâmetro e à própria estrutura do modelo.

6.3.3. Modelação matemática do comportamento de sistemas de drenagem

6.3.3.1. Aspectos gerais

Os programas que simulam o comportamento dos sistemas de drenagem modelam o escoamento dinâmico incluindo aspectos hidráulicos e hidrológicos e podem, na sua maioria, ser aplicados à modelação do escoamento superficial, do escoamento com superfície livre (em canais e colectores) e sob pressão. Em geral, estes programas são aplicados de forma a: a) avaliar medidas de beneficiação do sistema com vista à redução de inundações e ao controlo de descargas directas de excedentes; b) estimar cargas poluentes, incluindo as de origem difusa e c) avaliar a eficácia de soluções de controlo na origem na redução da poluição dos meios receptores, em tempo de chuva.

Em regra, são usados modelos hidrológicos, conceptuais ou empíricos, para a simulação da precipitação e do escoamento superficial nas bacias de drenagem, que abordam cada bacia de drenagem como uma unidade agregada e permitem a determinação de hidrogramas de cheias a jusante da bacia. Estes modelos consideram fenómenos de propagação (atraso na resposta), de atenuação e deformação (amortecimento da resposta) e de perdas ou desvio de caudal.

Para a simulação do escoamento na rede de colectores recorre-se a modelos hidráulicos de propagação do escoamento (fisicamente baseados e distribuídos), frequentemente baseados na resolução numérica das equações de Saint Venant. A modelação do comportamento hidráulico de sistemas de drenagem está amplamente divulgada no meio científico (menos no meio técnico), sendo comum a sua aplicação, nomeadamente com vista à avaliação de zonas sujeitas a inundações, à estimativa de descargas directas de excedentes e à determinação de caudais afluentes à ETAR.

Alguns dos programas existentes modelam ainda a qualidade da água e o transporte de sedimentos (incluindo a acumulação de poluentes em tempo seco, no interior dos colectores e à superfície das bacias de drenagem, o arrastamento de poluentes por acção

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da precipitação, o transporte de poluentes no interior dos colectores e os processos químicos e biológicos que aí ocorrem), o que permite estimar a poluição total e as concentrações médias de poluentes descarregadas por evento, ou estimar a variação de poluição e transporte de sedimentos ao longo do espaço e do tempo. Os modelos que colocam ênfase nos processos em colectores encontram-se numa fase ainda não totalmente consolidada do desenvolvimento.

6.3.3.2. Precipitação e escoamento superficial

A precipitação (ou o respectivo hietograma), um “dado” dos modelos de sistemas de drenagem, é transformada em precipitação útil ou efectiva tendo em conta as perdas hidrológicas (em função da infiltração, intercepção, evaporação e armazenamento em depressões do terreno), de modo a obter, posteriormente, um hidrograma correspondente ao escoamento superficial, conforme a Figura 6.3.

Figura 6.3 - Representação esquemática de formação de hidrograma, no tempo (adaptada de Rauch et

al., 2002).

Para descrever a propagação do escoamento superficial são usados, em regra, os modelos sumariamente descritos de seguida:

• Curvas tempo-área – a forma do hidrograma gerado pelo escoamento superficial depende do tempo de concentração da bacia e da sua forma (traduzida pela respectiva curva tempo-área).

• Modelo de reservatório – o escoamento proveniente de uma bacia é considerado proporcional à altura de água gerada pela precipitação, sendo o volume escoado condicionado pelas perdas iniciais, dimensão da bacia e infiltração; a forma do hidrograma depende de constantes empíricas previamente definidas.

• Modelo de reservatório não linear ou modelo cinemático – o escoamento é simulado como se se tratasse de um canal com superfície livre, considerando apenas forças gravíticas e de atrito, pelo que o volume escoado é determinado com base nas diversas perdas de carga e nas dimensões da bacia, enquanto que a forma do hidrograma é determinada pelo comprimento, inclinação e rugosidade da superfície, nomeadamente pela equação de Manning-Strickler.

• Modelo do hidrograma unitário (UHM) – a precipitação útil pode ser calculada, considerando que as perdas por infiltração se podem representar por uma expressão

163

apresentada pelos Serviços de Conservação do Solo dos Estados Unidos da América (“Soil Conservation Service”).

6.3.3.3. Propagação do escoamento na rede de colectores

Para a simulação do escoamento na rede de colectores recorre-se a modelos hidráulicos de propagação do escoamento (fisicamente baseados e distribuídos), frequentemente baseados na resolução numérica das equações de Saint Venant:

LqtA

xQ

=∂∂

+∂∂ (6.1)

0=⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛∂

∂+

∂∂

⋅+⋅⋅+⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛ −∂∂

⋅⋅xQV

tQJAi

xhA βργγ (6.2)

em que: Q - caudal (m3/s); A - secção do escoamento (m2); x - distância na direcção do escoamento (m); t - tempo (s); qL - caudal unitário lateral (nos modelos de drenagem urbana a afluência de

caudais é, em regra, concentrada nos nós pelo que se admite qL=0) (m2/s);

γ - peso volúmico da água (N/m3); h - altura do escoamento (m); i - inclinação do colector (-); J - perda de carga unitária (-); ρ - massa volúmica da água (kg/m3); β - coeficiente da quantidade do movimento (que se admite igual a 1) (-); V - velocidade uniforme fictícia em cada secção transversal (m/s).

O primeiro termo da equação 1123H1123H(6.2), também designada por equação da dinâmica, corresponde às forças actuantes sobre o volume de controlo (peso e pressão), o segundo termo às forças tangenciais (forças de atrito, dadas pela perda de carga hidráulica) e o terceiro à aceleração local e convectiva do escoamento (termo de inércia).

A maioria dos modelos matemáticos incluem a equação da continuidade (equação 6.34), diferindo relativamente aos termos da equação da dinâmica que consideram (equação 6.35). Assim, podem ser obtidos os seguintes modelos hidrodinâmicos distintos:

• Modelo reservatório - Considera apenas a equação da continuidade, pelo que tem em conta os efeitos de armazenamento e da respectiva atenuação, desprezando qualquer efeito dinâmico.

• Modelo cinemático - Considera a equação da continuidade e o primeiro termo da equação 1123H1123H(6.2) 1125H, que tem em conta o atraso das ondas devido à gravidade e ao atrito. Tem em conta efeitos de armazenamento e permite a simulação de fenómenos de

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atenuação e atraso por técnicas numéricas, mas não é aplicável em regimes lentos (em que prevalecem os efeitos de jusante).

• Modelo de difusão - Tem em conta a equação da continuidade e o primeiro e segundo termos da equação (6.2). O modelo considera efeitos de propagação das ondas dinâmicas para jusante, efeitos de regolfo e de armazenamento e permite a simulação de fenómenos de atraso na atenuação a na propagação.

• Modelo dinâmico completo - Considera a equação da continuidade e os quatro termos da equação (6.2), pelo que inclui todos os efeitos básicos da hidrodinâmica: efeitos de propagação das ondas dinâmicas para jusante e para montante, efeitos de amortecimento, atraso e deformação nas variações de caudal e de altura do escoamento ao longo dos colectores e efeitos de regolfo.

• Modelo da curva de regolfo - Tem em conta efeitos regolfo, é aplicável em regime uniforme e considera a equação da continuidade e o primeiro, segundo e terceiro termos da equação (6.2) 1130H1130H.

6.3.3.4. Qualidade da água e transporte de poluentes

Alguns dos programas que simulam o comportamento dos sistemas de drenagem, modelam também a qualidade da água e o transporte de sedimentos, o que permite estimar a poluição total e as concentrações médias descarregadas por evento (como é o caso do software SAMBA), ou estimar a variação de poluição e transporte de sedimentos ao longo do tempo.

A abordagem que tem sido utilizada na simulação da qualidade da água e o transporte de poluentes nos sistemas de drenagem de águas residuais tem, em conta em regra, os seguintes aspectos (RAUCH et al., 2002): acumulação de poluentes; lavagem de poluentes (arrastamento por efeito de lavagem durante a ocorrência de precipitações); transporte de poluentes; processos químicos e biológicos que ocorrem durante o transporte.

Até 1980 os modelos de colectores consideravam, fundamentalmente, que os poluentes eram conservativos e só simulavam o transporte de sólidos suspensos – a concentração dos poluentes que se encontram “associados” aos sólidos suspensos era estimada aplicando um factor de proporcionalidade. Na modelação matemática, esta abordagem tem sido substituída por uma mais realista e complexa, que considera processos físicos, químicos e biológicos: o colector é entendido como um reactor onde as fases sólida, líquida e gasosa interagem entre si.

Actualmente, parte dos modelos inclui matrizes que relacionam parâmetros e processos de forma similar à dos modelos de lamas activadas da IWA (ASM, 2 e 3), que permitem a simulação, entre outros, dos seguintes processos: decaimento de componentes com carência em oxigénio, rearejamento, trocas entre a fracção de sólidos suspensos e sólidos de fundo (“bed load”) e actividade do biofilme.

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Um dos modelos mais conhecidos que colocam ênfase nos processos em colectores é o WATS – Wastewater Aerobic and Anaerobic Transformations in Sewers, não comercial, elaborado pela chamada “Escola de Aalborg”, na Dinamarca. Este modelo inclui actualmente a fase anóxica (YANG, 2004) assentando as suas bases de desenvolvimento no modelo do tipo matricial com origem no modelo de lamas activadas da IAWQ (ASM 1).

6.3.3.5. Caracterização sumária de modelos existentes

Dos programas comerciais actualmente disponíveis, destacam-se nomeadamente os seguintes: Flupol (desenvolvido com a colaboração da Agence de l’eau Seine-Normandie); HydroWorks e InfoWorks (da Wallingford Software); MOUSE e SAMBA (desenvolvidos pelo Danish Hydraulic Institute - DHI); SWMM (da Environmental Protection Agency - EPA, muito divulgado nos Estados Unidos da América e aplicado a áreas urbanas) e SIMPOL. Além destes modelos, ainda existem outros disponíveis no mercado como o MOSQITO, KOSIM, HYDRA, SewerCAD e XP-SWMM.

No 1189H1189HQuadro 6.1 apresenta-se uma síntese das características dos principais programas comerciais actualmente disponíveis, incluindo os modelos por eles utilizados.

Em regra, a acumulação de poluentes sobre as bacias de drenagem em meio urbano é modelada aplicando a relação exponencial, mais facilmente resolúvel do ponto de vista analítico. Esta expressão está implementada, designadamente nos programas FLUPOL, HORUS, HydroWorks, InfoWorks, MOUSE e SWMM.

No que se refere ao arrastamento de poluentes sobre as bacias de drenagem, é comum recorrer-se ao modelo do reservatório linear ou do duplo reservatório linear (usado pelos programas FLUPOL, HORUS, HydroWorks e InfoWorks), ou à equação exponencial de Sartor e Boyd (usada, designadamente, no SWMM, HydroWorks e InfoWorks). Nestes programas, bem como no MOUSE, as cargas poluentes associadas aos sedimentos são modeladas através de factores de proporcionalidade. Alguns modelos, como é o caso do MOUSE, avaliam a capacidade de erosão independentemente da massa de sedimentos depositada, mas limitam a massa arrastada à massa disponível.

Em termos globais, é possível afirmar que todos os modelos actualmente existentes simulam a propagação do escoamento na rede de colectores através da resolução das equações de Saint Venant, considerando o modelo dinâmico completo ou modelos simplificados (modelo reservatório ou o modelo de difusão). É comum a utilização de modelos mistos, que simulem o escoamento nos colectores pelo modelo dinâmico completo e que modelem as câmaras de visita e as bacias de retenção com o modelo reservatório.

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Quadro 6.1 - Modelos utilizados por programas de simulação de drenagem urbana (adaptado de FERREIRA, 2006).

Processo Tipo de modelo Programa

Flup

ol

Hydr

oWor

ks/

InfoW

orks

MO

US

E

SA

MB

A

SW

MM

SIM

PO

L

Perdas hidrológicas perdas iniciais fixas S S S S Sperdas contínuas: coef. escoamento volumétrico S S S S S Shumedecimento do solo Sretenção superficial S Sinfiltração: fórmula de Horton S S S

fórmula de Green-Ampt Sevapotranspiração Soutras fórmulas de perdas contínuas S

Propagação do curvas tempo-área Sescoamento modelo do reservatório linear S S Ssuperficial modelo de reservatórios em cascata S

modelo cinemático/ modelo do reservatório não linear S SPropagação do advecção Sescoamento na modelo de Muskinghum-Cunge Srede de colectores modelo cinemático/ modelo do reservatório não linear S S

modelo difusivo Sequações completas de Saint Venant S S S

Poluentes no concentrações médias por evento (CME) S S Sescoamento distribuição lognormal das CME Ssuperficial acumulação: equação de potência S

equação de Michaelis-Menton S equação exponencial (Alley e Smith, 1981) S S S S

arrastamento: exponencial (Sartor e Boyd; Jewell e Adrian) S S Sexponencial (Nakamura, 1990)

outras fórmulas S Snúmero de poluentes modelados 4 >10 >10 10 2ç p çsedimentos S S S S

Propagação dos modelo do reservatório linear Spoluentes superficiais modelo do duplo reservatório linear Sçpoluentes em sarjetas

ç çretenção SN S

Transporte de eq. de transporte baseada: na lei de Shields Spoluentes nos no método de Ackers-White Scolectores no método de Vélikanov S

noutros métodos Stransformação/decaimento de poluentes N S Sequação de advecção S S S Sequação de advecção-dispersão S

- consideração de estruturas de sedimentação/tratamento S

A modelação da qualidade da água é modelada com base nas equações de transporte sólido, considerando apenas as áreas pavimentadas (como é o caso do HydroWorks e do InfoWorks), ou a totalidade da área urbana impermeabilizada. Os programas MOUSE e InfoWorks permitem a consideração de duas fracções de poluentes no interior dos colectores, uma de sedimentos finos e outra de grosseiros. Entre as equações de transporte sólido mais utilizadas, encontram-se o modelo de Ackers eWhite (implementado no HydroWorks, no InfoWorks e no MOUSE TRAP); os modelos de

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van Rijn, de Engelund e Hansen e de Engelund e Fredsøe (usado no MOUSE TRAP); e o modelo de Velikanov (considerado nos programas HORUS e FLUPOL).

O MOUSE TRAP (DHI, 2002) permite modelar processos de transformações da qualidade da água nos colectores, designadamente interacções entre a matéria orgânica e o oxigénio, o rearejamento nos colectores, a formação de sulfuretos e o decaimento de organismos. Estas transformações são pouco relevantes, em tempo de chuva, face aos processos de acumulação e arrastamento de poluentes e às incertezas dos modelos.

Os programas HORUS, HydroWorks, InfoWorks e MOUSE incluem algoritmos para a modelação de acumulação, em tempo seco, e do arrastamento, em tempo de chuva, de poluentes nas câmaras de retenção dos sumidouros, que admitem mistura completa do caudal pluvial transitado na câmara de retenção (WALLINGFORD SOFTWARE, 1999; DHI, 2002a). A maioria dos programas considera que não há deposição de poluentes nos nós, nos quais se verificam condições de mistura completa.

6.3.4. Aspectos gerais de modelação do tratamento de águas residuais

A modelação do comportamento das ETAR destina-se, sobretudo, à análise do seu desempenho para diversos cenários alternativos. Para a concepção e dimensionamento de ETAR usam-se, em regra, métodos e procedimentos tradicionais, baseados em formulações empíricas ou semi-empíricas.

Os modelos dos reactores, que admitem, em regra, um regime de mistura completa, têm por base os reconhecidos modelos de lamas activadas da IAWQ, que permitem simular a oxidação carbonatada, a nitrificação e a desnitrificação: ASM1, desenvolvido por HENZE et al. (1987), ASM2 (HENZE et al., 1995) e ASM2D, ASM3 (GUJER et al., 1999). Para simular o comportamento global de ETAR é necessário acrescentar, igualmente, e pelo menos, módulos de previsão da qualidade da água associados às operações de decantação primária e secundária, destacando-se, neste domínio, o modelo empírico de TAKÁCS (1991). Por vezes, pode ser necessário modelar outras operações e processos, por forma a ter em conta os efeitos de tanques de equalização-homogeneização, adição de reagentes, retorno de drenados da fase sólida (designadamente da desidratação de lamas) e desinfecção.

Dos programas comerciais actualmente disponíveis, destacam-se nomeadamente os seguintes: AQUASIM (desenvolvido pelo EAWAG), EFOR (que integra o software do DHI), GPS-X (desenvolvido pela empresa canadiana Hydromantis), STOAT (desenvolvido pelo WRc e pelo Imperial College, no Reino Unido) e BioWin (desenvolvido pela canadiana EnviroSim).

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6.3.5. Aspectos gerais de modelação dos meios receptores

Relativamente à modelação dos meios receptores, que pode ser bastante complexa, verifica-se que grande parte dos modelos disponíveis se destinam a rios. De qualquer modo, os princípios de modelação de qualidade da água em que se baseiam são igualmente aplicáveis a estuários, águas costeiras e lagos, embora nestes casos as dimensões espaciais da hidrodinâmica e do transporte devam ser abordadas de forma distinta, tendo sempre presentes preocupações de integração dos diferentes modelos. As alterações de qualidade da água nos rios devem-se ao transporte físico e aos processos de advecção e difusão/dispersão, bem como a processos de conversão biológica, bioquímica e física. A formulação genérica do mecanismo de transporte considera uma equação de transporte, válida para poluentes solúveis e conservativos, e um submodelo de conversão para as substâncias não conservativas. Esta formulação (equação de advecção/dispersão e conversão) pode ser integrada em trechos de rio em que se assume um regime de mistura completa, simulados como uma sequência de reactores interligados. Tendo em conta a gestão integrada, os sedimentos assumem um aspecto crucial para a modelação da qualidade da água em rios (RAUCH e HARRAMOËS, 1996). Em termos matemáticos, os sedimentos constituem mais um compartimento, ao qual deve ser aplicada a equação de transporte.

Desde o pioneiro modelo de Streeter-Phelps (apresentado em 1925), que tem em consideração a remoção bioquímica do OD promovida por oxidação biológica da matéria orgânica e a reposição parcial do oxigénio por rearejamento superficial, foram desenvolvidos diversos modelos que consideram o oxigénio, azoto e fósforo, evidenciando progressos graduais e incrementos de complexidade.

Destaca-se, neste domínio, o modelo de origem portuguesa MOHID – MOdelação HIDrodinâmica, desenvolvido pela MARETEC (em terminologia anglo-saxónica, “MARine and Environmental TEchnology Research Center”), do Instituto Superior Técnico. O MOHID é composto por módulos que permitem simular a hidrodinâmica local, bem como os fenómenos de dispersão de poluentes e o transporte de sedimentos e aplica-se a rios, estuários, albufeiras e zonas costeiras

6.3.6. Modelação integrada de sistemas

A modelação integrada de sistemas de saneamento destina-se, portanto, a simular a interacção entre dois ou mais sistemas físicos (componentes) que são governados por diferentes ou idênticas equações.

Na Figura 6.4H1187H apresentam-se os principais componentes do sistema de saneamento, bem como os fluxos mais relevantes, a considerar no âmbito da modelação integrada do sistema. Uma vez que os sistemas de saneamento transportam, frequentemente, águas residuais e águas pluviais, os componentes do sistema (colectores, eventuais bacias de detenção, ETAR e meios receptores) comportam-se de forma diversa em tempo seco e

169

em tempo de chuva: por ocasião de precipitações intensas, a capacidade hidráulica do sistema é excedida, verificando-se descargas directas de excedentes (que contribuem fortemente para a contaminação do meio receptor) e problemas operacionais nas ETAR. As bacias de armazenamento ou soluções de controlo na origem, que potenciam a infiltração das águas pluviais, são medidas ou procedimentos de minimização destes problemas, amplamente divulgadas na Europa.

No que concerne aos fluxos de caudal e de cargas poluentes, salienta-se que, embora os fluxos de montante para jusante sejam relativamente simples de modelar, passo-a-passo, a modelação dos fluxos contrários (“feedback fluxes”) é muito mais difícil, sendo necessário recorrer a simulação simultânea. É o que acontece em controlo em tempo real, relativamente aos fluxos de informação, ou seja, aos sinais associados à telegestão.

Figura 6.4 -Sistema integrado: principais componentes e fluxos (adaptada de Rauch et al., 2001).

A modelação integrada é, em regra, bastante complexa, atendendo ao tamanho dos modelos e ao tempo necessário para os executar, e dadas as diferentes abordagens que estão na base dos submodelos (resolução temporal, descrição do escoamento e das condições de mistura, eventual deficiência ao nível da modelação da qualidade da água), que se traduzem em problemas de inconsistência.

Entre os modelos integrados existentes e/ou em desenvolvimento destacam-se os seguintes: SYNOPSIS, WEST (da HEMMIS, Bélgica), AQUASIM e ICS (Integrated Catchment Planning - em desenvolvimento pelo DHI e pelo WRc).

Frequentemente, a não existência ou a não disponibilidade de um cadastro completo e actualizado limita a aplicação de modelos complexos, que exigem grande detalhe e quantidade de informação. Nesses casos, podem ser usadas abordagens integradas alternativas. Em FERREIRA (2006) descreve-se uma Abordagem Simplificada Integrada (ASI) que tem simultaneamente em conta a frequência de descargas de excedentes, a diluição das descargas e a magnitude relativa das cargas poluentes descarregadas no meio receptor. A ASI requer o conhecimento simplificado do cadastro (diâmetros e inclinações dos principais colectores), características gerais da ETAR e regime de precipitação no local.

170

6.4. Construção de estruturas de armazenamento

6.4.1. Notas introdutórias

A construção de reservatórios ou bacias de regularização em sistemas unitários é relativamente recente e resulta, fundamentalmente, da constatação da deficiência do comportamento dos sistemas de tratamento implantados a jusante, quando da ocorrência de precipitações significativas. Na realidade, as estruturas de armazenamento constituem numa medida eficiente que contribuí para a limitação e controlo das descarga de excedentes unitários, comum em diversos países da Europa, sendo implantadas não só à entrada das ETAR, mas também a montante de descarregadores localizados ao longo dos sistemas. Na Alemanha foram construídos, nos últimos 15 anos, em sistemas unitários, cerca de 10 000 bacias ou reservatórios de retenção e regularização, pretendendo-se, a médio prazo, construir mais 30 000 a 40 000.

Uma vez que a carga poluente transportada na fase inicial dos hidrogramas de cheia pode ser bastante superior à transportada na fase descendente dos hidrogramas de cheia, devido ao arraste e transporte em suspensão de substâncias poluentes previamente sedimentadas nos colectores, as estruturas de armazenamento são usualmente dimensionadas para reter o volume da fase inicial das ondas de cheia. Outro critério bastante utilizado tem sido o de restringir a frequência anual de descargas directas de excedentes para um determinado valor limite, que pode ser fixo, ou depender das características e utilizações do meio receptor. Muitas dessas estruturas têm sido concebidas, simultaneamente, para assegurarem um tratamento prévio à massa líquida descarregada para os meios receptores, através de sedimentação de sólidos suspensos durante o período de armazenamento.

Existe mais de um método de cálculo que permite determinar a capacidade das estruturas de regularização, que têm em conta factores como a dimensão da bacia da drenagem, a população equivalente servida, o tipo e dimensão do sistema de drenagem, o regime de precipitações, a ocupação do solo, o potencial de deposição no interior dos colectores e a capacidade hidráulica da ETAR. A capacidade que se pretende para os reservatórios relaciona-se, obviamente, com o grau de segurança que se espera obter, designadamente no que respeita a evitar descargas das águas poluídas para os cursos de água. É vulgar considerarem-se valores entre 5 e 40 m3 de reserva por hectare de bacia drenada.

Entre os métodos mais utilizados, encontram-se o método da precipitação crítica e o método simplificado, ambos desenvolvidos na Alemanha. Esses métodos incluem um conjunto de formulações e critérios de dimensionamento, resultantes de observações experimentais efectuadas naquele país, e são apresentados neste capítulo (que foi, em parte, adaptado de DAVID, 1995).

Com as potencialidades de cálculo automático, alguns países têm vindo a desenvolver complexos programas para simulação do funcionamento dos sistemas de drenagem

171

urbana, que podem revelar elevado potencial na decisão quanto à implantação e capacidade das estruturas de armazenamento, através do estudo e comparação de soluções alternativas.

6.4.2. Método da precipitação crítica

6.4.2.1. Notas introdutórias

O método da precipitação crítica, bastante simples e de natureza experimental, teve origem nos trabalhos desenvolvidos por KRAUTH, integrados num projecto de cooperação internacional para a protecção do Lago Constância (situado entre a Suíça, a Áustria e a Alemanha), contribuiu para quantificar a influência dos processos de ressuspensão e transporte de substâncias sedimentadas nos colectores na carga poluente descarregada, pondo em evidência o interesse da construção de estruturas de armazenamento como forma de assegurar a protecção da massa hídrica (MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE, 1988).

KRAUTH estudou, durante dois anos, o funcionamento do sistema de drenagem unitário de Stuttgart-Busnau, na Alemanha, que serve uma bacia hidrográfica com área de cerca de 32 ha e uma população de 4 000 habitantes. A inclinação dos colectores pertencentes ao sistema de drenagem está compreendida entre 0,5 e 6,0 %.

As principais conclusões do estudo, do ponto de vista da deposição e arraste de sedimentos nos colectores, foram as seguintes: a acumulação de sedimentos verificou-se durante os períodos “mortos” do dia, sendo parcialmente arrastados durante os períodos de maior afluência de caudal. As precipitações com intensidade média superior a 10 l/(s.ha) produziam um efeito de “lavagem” das substâncias depositadas no interior dos colectores, verificando-se a ocorrência, no período inicial dos hidrogramas de cheia, de um fluxo de poluentes, medidos em CB05 e SST, muito significativo, que diminuía rapidamente, sendo praticamente imperceptível após cerca de 30 minutos do início dos hidrogramas de cheia. Esse fluxo inicial (em terminologia anglo-saxónica, efeito de first flush) foi atribuído ao arrastamento e ressuspensão de substâncias sedimentadas no interior dos colectores. Por outro lado, a partir da análise efectuada aos sólidos suspensos, estimou-se que 78 % das substâncias orgânicas, por ocasião de precipitações, provinham do material sedimentado nos colectores, enquanto que as restantes eram arrastadas pelo escoamento superficial, directamente da bacia de drenagem.

6.4.2.2. Critérios de dimensionamento

O método da precipitação crítica tem por objectivo o dimensionamento de estruturas de armazenamento e de descarregadores de tempestade, através da consulta de ábacos e da utilização de critérios hidráulicos simples, de modo a que, para a ocorrência de precipitações com uma intensidade média inferior a uma determinada intensidade

172

crítica, não ocorram descargas directas para o meio receptor (MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE, 1988). Caso a intensidade média da chuvada exceda a intensidade crítica, as estruturas de armazenamento e descarga detêm parte do caudal, sendo o excesso do escoamento descarregado directamente para o meio receptor. Este método pressupõe algumas hipóteses de base, em termos de ocupação e de regime de precipitações, verificadas para bacias típicas da Alemanha.

Para a aplicação do método, na fase de concepção do sistema, a bacia de drenagem deve ser dividida num conjunto de sub-bacias, a jusante das quais se prevê a construção de uma estrutura de armazenamento e descarga, que serão analisadas individualmente. O caudal máximo que se admite passar para jusante, em cada sub-bacia, deve ser limitado pela capacidade hidráulica da ETAR (na Alemanha, este caudal corresponde a cerca de duas vezes o caudal de ponta horário em tempo seco ao que se adiciona o caudal de infiltração, segundo ATV-A131, 1991).

A área da bacia hidrográfica servida pelo sistema de drenagem unitário a montante de cada estrutura deve ser determinada tendo em conta que:

• as bacias localizadas a montante e servidas por outras estruturas de armazenamento e descarga não devem ser incluídas na bacia de drenagem da estrutura (durante a ocorrência da precipitação crítica, essas estruturas contribuem, para o caudal unitário crítico afluente à estrutura de armazenamento e descarga, com o caudal máximo que se admite passar para jusante de cada uma delas, ΣQt,m);

• as bacias localizadas a montante e servidas por estruturas de detenção sem descarregador de tempestade associado devem ser consideradas para efeitos de cálculo da área da bacia tributária (de facto, de acordo com os critérios de dimensionamento alemães, o caudal pluvial que se admite poder passar para jusante destas estruturas é superior ao caudal pluvial crítico, logo a sua implantação é irrelevante para efeitos da aplicação do método);

• as bacias localizados a montante e servidas por descarregadores de tempestade sem estrutura de armazenamento associada devem ser consideradas, desde que os descarregadores tenham sido dimensionados de forma a não entrarem em funcionamento com a ocorrência de precipitações de intensidade média inferior à intensidade crítica;

• nos sistemas de drenagem mistos, a área servida pela rede separativa pluvial não deve contribuir para a área da bacia de drenagem; deve ter-se em conta os caudais de ponta horário do escoamento em tempo seco (Qtsp) e de origem pluvial que, durante os períodos chuvosos, afluem à rede separativa de águas residuais domésticas (QrS.), cujo valor se pode estimar como igual ao caudal médio em tempo seco (QrS = Qts24).

173

6.4.2.3. Determinação dos volumes de armazenamento necessários

INTENSIDADE DE PRECIPITAÇÃO CRÍTICA E CAUDAIS DE CÁLCULO

A intensidade de precipitação crítica (Ic) é o principal parâmetro de dimensionamento do sistema (já que as descargas directas para o meio receptor apenas ocorrem para precipitações com uma intensidade média superior a Ic). Quanto maior for o valor de Ic, maior será a capacidade de armazenamento a exigir ao sistema.

O valor da intensidade de precipitação crítica deverá ser estabelecido para cada região, atendendo aos seguintes factores: a duração das precipitações com intensidade média superior a Ic; a condição de esvaziamento do volume de armazenamento no início da ocorrência dessas precipitações; o caudal de estiagem e os objectivos de qualidade do meio receptor; a concentração de cargas poluentes nas águas residuais domésticas, no escoamento pluvial e nos efluentes das ETAR. Estudos efectuados na Alemanha e em algumas regiões de França sugerem que um valor de 15 l/(s.ha) assegura, em média, o tratamento de cerca de 90 % da carga poluente anual usualmente descarregada para o meio receptor, em períodos chuvosos (MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE, 1988).

O caudal pluvial crítico originado na bacia de drenagem é calculado através da expressão:

redccpc A IA C I Q ×=××= (6.3)

em que: Qpc - caudal pluvial crítico (l/s); Ic - intensidade de precipitação crítica (l/(s.ha)); A - área própria da bacia de drenagem a montante da estrutura de

armazenamento e descarga (ha); C - coeficiente do método (-); Ared - área reduzida da bacia de drenagem (ha).

Durante a ocorrência da precipitação crítica, o caudal unitário crítico afluente à estrutura de armazenamento e descarga é dado por:

t,mrStsp pccrit Q Q Q Q Q Σ +++= (6.4)

em que: Qcrit - caudal unitário crítico afluente à estrutura de armazenamento e

descarga (l/s); Qpc - caudal pluvial crítico (l/s); Qtsp - caudal de ponta horário em tempo seco (incluindo as parcelas

provenientes de sistemas separativos, mas sem considerar as parcelas provenientes de bacias servidas por outras estruturas de armazenamento e descarga) (l/s);

174

QrS - caudal de origem pluvial que, devido a ligações indevidas e ao aumento da infiltração, aflui às redes separativas de águas residuais domésticas implantadas a montante, durante os períodos chuvosos (l/s);

ΣQt,m - somatório dos caudais que se admite passar para jusante de estruturas de armazenamento e descarga localizadas a montante da bacia de drenagem considerada (l/s).

A parcela do caudal pluvial crítico que se admite passar para jusante da estrutura de armazenamento e descarga, com destino à ETAR, determina-se através da expressão:

)Q Q( Q QQ t,mrStsp tjus Σ++−= (6.5)

em que: Qjus - caudal unitário crítico afluente à estrutura de armazenamento e

descarga (l/s); Qt - caudal máximo que se admite passar para jusante da estrutura de

armazenamento e descarga (l/s); Qtsp - caudal de ponta horário em tempo seco (incluindo as parcelas

provenientes de sistemas separativos, mas sem considerar as parcelas provenientes de bacias servidas por outras estruturas de armazenamento e descarga) (l/s);

QrS - caudal de infiltração proveniente de sistemas separativos (l/s); ΣQt,m - somatório dos caudais provenientes de estruturas de armazenamento e

descarga localizadas a montante (l/s).

O caudal pluvial específico que se admite passar a ETAR corresponde ao valor da intensidade de precipitação para o qual a totalidade do caudal afluente à estrutura passa directamente para a ETAR, sem necessidade de volumes de detenção:

red

jusjus A

Q I =

(6.6)

em que: Ijus - caudal pluvial específico que se admite passar para a ETAR (l/(s.ha)); Qjus - caudal pluvial crítico que se admite passar para a ETAR (l/s); Ared - área reduzida da bacia de drenagem (ha).

CÁLCULO DOS VOLUMES DE ARMAZENAMENTO

O volume especifico de armazenamento (Vr), ou seja, o volume por unidade de área reduzida da bacia de drenagem necessário para armazenar a parcela do escoamento pluvial crítico a reter, determina-se através do ábaco da Figura 6.5. O valor , em função da intensidade de precipitação crítica e do caudal pluvial específico que se admite

175

passar para a ETAR. Este ábaco foi estabelecido a partir de observações efectuadas em bacias típicas da região de Bade-Wurtemberg, localizada no Sul da Alemanha.

Figura 6.5 - Ábaco para a determinação do volume específico de

armazenamento (adaptado de MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE, 1988).

O volume total de armazenamento necessário obtém-se através da seguinte expressão:

tredr aA VV ××= (6.7)

em que: V - volume total de armazenamento necessário (m3); Vr - volume especifico de armazenamento (m3/ha); Ared - área reduzida da bacia de drenagem (ha); at - parâmetro adimensional, função do tempo de concentração da bacia de

drenagem.

A relação entre o parâmetro at e o tempo de concentração da bacia de drenagem (tc) é apresentada no QUADRO 6.2 e na Figura 6.6. O tempo de concentração da bacia de drenagem é o tempo despendido no percurso da água precipitada, desde o ponto cinematicamente mais afastado da bacia até à secção de interesse.

QUADRO 6.2 - Valores do parâmetro at em função do tempo de concentração (adaptado de MINISTÈRE DE L' AGRICULTURE, 1988).

Parâmetro Unidade Valorest c min 10 15 20 25 30 35 40 50 60 80 100 120 180a t - 1.25 1.48 1.63 1.74 1.82 1.88 1.93 2.02 2.06 2.12 2.17 2.20 2.25

176

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

0 30 60 90 120 150 180

tc [min]

a t [-

]

Figura 6.6 - Valores do parâmetro at em função do tempo de concentração

(adaptada de MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE, 1988).

Em bacias de drenagem com tempos de concentração reduzidos (inferiores a 15 a 20 minutos), o principal objectivo das estruturas de armazenamento e descarga é reter os caudais unitários iniciais, mais poluídos, atendendo ao efeito de first flush. O volume remanescente dos hidrogramas de cheia é descarregado directamente para o meio receptor, a montante da estrutura de armazenamento.

Quanto maior for o tempo de concentração, maior é o tempo que o caudal unitário inicial, proveniente de toda a bacia de drenagem, demora a atingir a estrutura de armazenamento. Assim, para deter o caudal unitário inicial, proveniente das áreas hidraulicamente mais afastadas da estrutura de armazenamento e descarga, é necessário deter igualmente o caudal remanescente proveniente das áreas mais próximas, resultando em volumes de armazenamento superiores. À medida que o tempo de concentração aumenta, tomando valores superiores a 50 a 60 minutos, o efeito da concentração poluente inicial torna-se pouco relevante (os caudais provenientes das áreas hidraulicamente mais afastadas misturam-se com os caudais menos poluídos das sub-bacias mais próximas), pelo que o parâmetro at deixa de depender do tempo de concentração.

CRITÉRIOS DE DIMENSIONAMENTO DE BACIAS DE ARMAZENAMENTO COM DESCARREGADOR DE TEMPESTADE INSTALADO NO COROAMENTO

A fim de garantir condições de tratamento por sedimentação, o caudal afluente às bacias de armazenamento com descarregador de tempestade instalado no coroamento deve ser limitado ao caudal unitário critico afluente (Qcrit), através de um descarregador de tempestade adicional localizado a montante. Este descarregador adicional pode ser dispensado, de acordo com ATV-A128, 1992, se o descarregador no coroamento assegurar a descarga completa dos excedentes, sem que as condições de tratamento

177

sejam prejudicadas, ou caso se preveja que raras vezes entre em funcionamento (menos de dez vezes por ano).

Em bacias rectangulares com descarregador de tempestade instalado no coroamento, ou nos compartimentos que a constituem, as seguintes relações e condições hidráulicas devem ser verificadas (ATV-A128, 1992; MINISTÈRE DE L'AGRICULTURE, 1988):

• a largura da bacia deve ser igual ou superior à largura do descarregador; • comprimento da bacia, medido na direcção preferencial de escoamento, deve ser

igual ou superior ao dobro da largura; • a altura média da bacia deve ser calculada por forma a garantir um volume de

armazenamento não inferior ao determinado pelo método; • a carga hidráulica sobre a soleira do descarregador instalado no coroamento deve ser

sempre inferior a 0,10 m/h (para um descarregador de Bazin, a largura mínima do descarregador, expressa em metros, será de critQ17,857b ×= , com Qcrit em m3/s);

• a carga hidráulica na bacia (Hb) não deve exceder 10 m/h e depende da área da secção horizontal da bacia (Ah) , expressa em m2:

m/h 10 Q

H critb <=

Ah (6.8)

• a velocidade máxima, na direcção preferencial do escoamento (Av é a área da secção transversal da bacia, em m2), deve ser inferior a 5 cm/s, ou seja:

m/s 0.05 Q

v crit <=Av

(6.9)

• o tempo de retenção hidráulica na bacia (tret) não deve ser inferior aos valores que se apresentam no QUADRO 6.3, sendo de destacar que valores superiores a 20 minutos não trazem benefícios significativos à qualidade dos excedentes descarregados para o meio receptor:

critret Q

Vt =

(6.10)

QUADRO 6.3 - Tempo mínimo de retenção hidráulica, em função da intensidade de precipitação crítica de projecto.

Parâmetro Unidade ValoresI c l/(s.ha) 10 15 20

t ret mínimo min 1.88 1.93 2.02

• o tempo máximo de esvaziamento da bacia (te) não deve ser superior a 15 minutos.

juse Q

Vt =

(6.11)

As bacias circulares com descarregador de tempestade no coroamento e entrada de caudal tangencial devem ser dimensionadas tendo em conta os critérios referidos, embora a verificação da velocidade do escoamento possa ser dispensada.

178

6.4.3. Método simplificado

6.4.3.1. Notas introdutórias

O método simplificado visa o dimensionamento de estruturas de armazenamento e de descarregadores de tempestade, através da consulta de ábacos, e é aplicável a meios receptores classificados como “não sensíveis”, pelo que as estruturas de descarga são dimensionadas atendendo apenas à limitação das emissões para o meio receptor (ATV-A128, 1992). Este método utiliza uma formulação baseada em caudais médios diários anuais e em concentrações médias anuais da carga poluente, expressas em termos de carência química de oxigénio (CQO), que é o parâmetro indicativo da poluição considerado e tem em conta a duração e frequência da ocorrência de descargas e o tipo e concentração de substâncias poluentes descarregadas.

O método simplificado foi desenvolvido na Alemanha, com base num caso de referência adequado às características das bacias de drenagem e ao regime de precipitação naquele país, apresentando os valores médios anuais seguintes:

• precipitação média anual (hpr) .................................................................. 800 mm • precipitação média útil anual (hpr,útil)........................................................ 560 mm • concentração em CQO do escoamento pluvial (cr) ................................. 107 mg/l • concentração em CQO do efluente das ETAR durante o tempo

chuvoso (cet) ............................................................................................. 70 mg/l • concentração em CQO do escoamento em tempo seco (cts).................... 600 mg/l

6.4.3.2. Critérios de dimensionamento

Durante os períodos chuvosos, as águas residuais de sistemas unitários são descarregadas para o meio receptor através de descarregadores de tempestade e do efluente da ETAR, com concentrações poluentes respectivamente superiores e inferiores à das águas pluviais afluentes à rede de colectores. Deste modo, o método simplificado estabelece, como critério de dimensionamento, que em ano médio e em sistemas de drenagem unitários, a carga poluente anual descarregada para o meio receptor (em termos de CQO) deve ser inferior à carga em CQO anualmente transportada pelas águas pluviais para o interior da rede de colectores (i.e., admitindo que a eficiência da ETAR não é afectada pela passagem da onda de cheia , à carga que seria descarregada se o sistema fosse separativo):

reto PLPLPL ≤+ (6.12)

em que: PLo - carga poluente anual, em CQO, descarregada para o meio receptor por

descargas directas de excedentes unitários (kg);

179

PLet carga poluente anual, em CQO, da parcela do escoamento pluvial descarregada para o meio receptor após tratamento na ETAR (kg);

PLr - carga poluente anual, em CQO, do escoamento pluvial afluente ao sistema de drenagem unitário (kg).

A equação de balanço de cargas que traduz o critério de dimensionamento permite determinar a taxa admissível de descarga de excedentes (relação máxima admissível entre o volume anual de descarga de excedentes e o volume anual de precipitação útil): quanto menor for esta relação, maior é o volume de armazenamento necessário. As concentrações poluentes médias anuais, a utilizar na equação de balanço (relativas às águas pluviais afluentes ao sistema de drenagem, ao efluente da ETAR em tempo chuvoso e à massa líquida descarregada através dos descarregadores de tempestade) são avaliadas através do caso de referência.

Os desvios em relação ao caso de referência e a influência de outros factores, como o efeito de amortecimento dos caudais de cheia e o arrastamento de substâncias sedimentadas nos colectores, são considerados no método, pelo acréscimo ou redução da taxa admissível de descarga de excedentes, através de uma formulação empírica, baseada em relações experimentais obtidas também na Alemanha. Assim:

• valores de precipitação média anual superiores/inferiores à situação de referência conduzem ao agravamento/redução da carga poluente descarregada para o meio receptor, pelo que o método considera um acréscimo/redução do volume de armazenamento;

• valores de concentração em CQO do escoamento de tempo seco inferiores ao valor mínimo teórico utilizado pelo método (600 mg/l) não reduzem o volume de armazenamento considerado necessário, embora valores de concentração superiores conduzam a um aumento do volume de armazenamento requerido;

• desvios em relação ao valor de referência relativo à concentração média em CQO do efluente das ETAR não têm influência na determinação do volume de armazenamento necessário.

6.4.3.3. Determinação dos volumes de armazenamento necessários

CONCEPÇÃO DO MODELO

O método simplificado permite determinar, através da consulta de ábacos e com base na taxa admissível de descarga de excedentes, obtida pela equação de balanço, o volume de armazenamento necessário. Para a aplicação do método, na fase de concepção do sistema, a bacia de drenagem deve ser dividida num conjunto de sub-bacias, a jusante das quais se prevê a construção de uma estrutura de armazenamento e descarga, que devem ser analisadas individualmente. O caudal máximo que se admite passar para jusante, em cada sub-bacia, deve ser limitado pela capacidade hidráulica da ETAR (na

180

Alemanha, este caudal corresponde a cerca de duas vezes o caudal de ponta horário em tempo seco ao que se adiciona o caudal de infiltração, segundo ATV-A131, 1991).

Na determinação do volume de armazenamento necessário a montante de cada sub-bacia de drenagem, o método simplificado ignora as estruturas de armazenamento e descarga que possam estar implantadas a montante, os descarregadores de tempestade localizados a montante (desde que dimensionados de acordo com o método) e as bacias de detenção não associadas directamente a um descarregador de tempestade. Deste modo, a área de cada sub-bacia de drenagem engloba a totalidade da bacia hidrográfica servida pelo sistema de drenagem unitário a montante.

Os caudais médios afluentes às estrutura de armazenamento e descarga, para a situação de projecto, são os seguintes:

• caudal médio pluvial correspondente à situação média anual de descarga de excedentes (Qro), com concentração média em CQO igual à do escoamento pluvial, cr;

• caudal médio diário anual em tempo seco originado na bacia de drenagem tributária e proveniente de sistemas separativos cuja rede de águas residuais drene para o sistema unitário (Qts24), possuindo uma concentração fictícia em CQO que é função das características da bacia e do sistema de drenagem, cd;

• caudal médio de origem pluvial (QrS), de concentração média em CQO igual a cr, que aflui às redes separativas de águas residuais durante os períodos chuvosos devido ao aumento da infiltração e a ligações indevidas da rede separativa pluvial à rede separativa de águas residuais.

Parte do caudal pluvial afluente à estrutura de armazenamento e descarga (Qr24) segue para jusante, sendo descarregada para o meio receptor após tratamento na ETAR, com uma concentração média em CQO igual à do efluente da ETAR. O escoamento pluvial que é descarregado para o meio receptor (Qo), apresenta uma concentração média em CQO designada por cco.

CAUDAL ESPECIFICO PLUVIAL QUE SE ADMITE PASSAR PARA A ETAR

O caudal específico pluvial que se admite passar para a ETAR pode ser dado por:

)( 2424

24 AiQQQ

A

Q q rStst

i

rr

+−==

(6.13)

em que: qr24 - caudal específico pluvial que se admite passar para a ETAR (l/(s.ha)); Qr24 - caudal médio pluvial que se admite passar para a ETAR (l/s); Ai - área impermeável da bacia de drenagem (ha); Qt - caudal máximo que se admite passar para jusante da sub-bacia de

drenagem, com destino à ETAR (l/s);

181

Qts24 - caudal médio em tempo seco (incluindo o caudal de infiltração e o caudal proveniente de sistemas separativos de águas residuais domésticas implantados a montante) (l/s);

QrS - caudal médio de infiltração, em tempo chuvoso, proveniente de sistemas separativos de águas residuais domésticas (l/s).

TAXA ADMISSÍVEL DE DESCARGA DE EXCEDENTES

Através da inequação de balanço (3.1), definindo por taxa admissível de descarga de excedentes (eo) o quociente entre o volume médio anual de descargas directas para o meio receptor e o volume médio anual das águas pluviais afluentes ao sistema de drenagem, obtém-se:

etco

etr o cc

cc e

−−

≤ ( 6.14 )

A taxa admissível de descarga de excedentes é um parâmetro teórico que depende da concentração média teórica em CQO das descargas de excedentes estabelecida para a situação de referência (cco). É na determinação de cco que o método considera os desvios locais dos valores de hpr e de cts, em relação aos valores do caso de referência, bem como a influência de outros factores relacionados com as características locais da bacia de drenagem, como o potencial de deposição no interior dos colectores e o amortecimento dos caudais na rede de colectores.

Para os valores de referência (concentração em CQO do escoamento pluvial de 107 mg/l; concentração em CQO do efluente das ETAR durante o tempo chuvoso de 70 mg/l) obtém-se a expressão seguinte, expressa em percentagem, que deve ser aplicada apenas se os meios receptores apresentarem elevada capacidade de diluição:

703700

−≤

co o c

e ( 6.15 )

Em ATV-A128 (1992), propõe-se que a expressão anterior seja válida em meios receptores que verifiquem a seguinte expressão de diluição:

100>wp

est,MR

QQ

( 6.16 )

em que: Qest,MR - caudal médio de estiagem do meio receptor (l/s); Qwp - caudal de ponta horário das águas residuais (l/s).

182

Para meios receptores em que o caudal de estiagem seja significativamente superior a cem vezes o caudal de ponta horário das águas residuais, a taxa admissível de descarga de excedentes pode ser aumentada em 20 % (ATV-A128, 1992):

70370100

9002.00.1

−×

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−×+≤

co wp

est,MR o cQ

Q e se 1000100 <≤

wp

est,MR

QQ

( 6.17 )

7037002.1

−×≤

co o c

e se 1000≥wp

est,MR

QQ

Para valores de diluição inferiores a 100, de acordo com o referido anteriormente, o método não é aplicável.

CONCENTRAÇÃO MÉDIA TEÓRICA EM CQO DAS DESCARGAS DE EXCEDENTES

Tendo em conta a composição da massa líquida descarregada, o valor de cco pode se determinado através da seguinte equação de ponderação de cargas:

124

24

++×

=++

×+×+=

mc c m

Q QQc Q c) Q (Q

c dr

tsrSro

dtsrrSroco ( 6.18 )

em que: cco - concentração média teórica em CQO das descargas de excedentes (mg/l); cr - concentração média em CQO das águas de origem pluvial (mg/l); cd - concentração fictícia em CQO das águas residuais (mg/l); Qro - caudal pluvial afluente à estrutura de armazenamento e descarga durante

as descargas de excedentes (l/s); Qts24 - caudal médio em tempo seco (incluindo o caudal de infiltração e o caudal

proveniente de sistemas separativos de águas residuais domésticas implantados a montante) (l/s);

QrS - caudal de origem pluvial que, durante os períodos chuvosos, entra pelas redes separativas de águas residuais implantadas a montante, devido a ligações indevidas e ao aumento da infiltração (l/s);

m - razão média de mistura, dada por 24ts

rSro

Q QQ

m +

= (-).

O valor de Qro tem presente as características locais da bacia e do sistema de drenagem e pode ser determinado, durante as descargas de excedentes, através da expressão:

) Q A (a Q T

VQ Q rifr

o

roro 2424 2.30.3

6.3×+××≅+

×=

( 6.19 )

183

em que: Qro - caudal médio pluvial afluente à secção de jusante da sub-bacia de

drenagem, durante as descargas de excedentes (l/s); VQro - volume médio anual de descargas de excedentes (m3); To - somatório das durações dos períodos de descarga de excedentes, em ano

médio (horas); Qr24 - caudal médio pluvial que se admite passar para jusante da sub-bacia de

drenagem, com destino à ETAR (l/s), Ai - área impermeável da bacia de drenagem (ha); af - parâmetro de redução do tempo de percurso na rede de colectores (-).

O parâmetro af traduz o efeito do amortecimento dos caudais de cheia, ao longo do percurso na rede de colectores, na redução das descargas directas para o meio receptor, e varia com o tempo de percurso na rede de colectores (tp):

1005050.0+

+=p

f t a para min30≤pt ( 6.20 )

885.0 a f = para min30>pt

No método simplificado, os factores que influenciam a concentração de substâncias poluentes nos caudais unitários (concentração de substâncias poluentes nas águas residuais domésticas, o regime de precipitações e o arrastamento e transporte de sedimentos acumulados nos colectores) são considerados através do parâmetro fictício cd. O volume de armazenamento necessário aumenta com o valor deste parâmetro.

) a a (a c ahpd ++×= 600 ( 6.21 )

em que: cd - concentração em CQO das águas residuais (mg/l); ap - parâmetro de concentração média em CQO do caudal em tempo seco (-); ah - parâmetro de precipitação média anual (-); aa - parâmetro de arrastamento de depósitos (-).

Para o caso de referência, os parâmetros da expressão (3.10) assumem os seguintes valores: ap=1; ah=0 e aa=0. Os desvios de cada caso particular, em relação às condições de referência, são considerados através dos parâmetros ap, ah e aa. O parâmetro ap, que incluí o caudal médio de infiltração em tempo seco, depende da concentração média anual em CQO do caudal em tempo seco (cts), expressa em mg/l:

1 a p = se lmgcts /600≤ ( 6.22 )

600tsp c a = se lmgcts /600>

184

Para valores da concentração média em CQO do caudal em tempo seco superiores a 600 mg/l, o parâmetro ap contribui para um aumento linear do valor de cd e, consequentemente, para um aumento do volume de armazenamento considerado necessário. Nas restantes situações, o volume de armazenamento considerado necessário não diminui, em relação ao volume de armazenamento do caso de referência, o que se traduz num aumento da protecção ao meio receptor, no que respeita à poluição descarregada.

O parâmetro ah varia com o valor da precipitação média anual, expressa em mm (hpr), conduzindo a um aumento ou a uma diminuição do volume de armazenamento considerado necessário (para elevados caudais descarregados através dos descarregadores de tempestade, a carga poluente média anual descarregada para o meio receptor é obviamente superior).

25.0−= ah se 600<prh

1800

−= prh

h a se 1000600 ≤< prh ( 6.23 )

25.0+= ah se 1000>prh

A deposição de sedimentos no interior da rede de colectores depende do declive dos colectores, dos caudais escoados e da área da bacia de drenagem. Para a determinação do parâmetro aa, o método recorre aos ábacos da Figura 6.7 .

Figura 6.7 - Ábacos para a determinação do parâmetro de arrastamento de

depósitos (aa) (adaptados de ATV-A128, 1992).

Os parâmetros de entrada são os seguintes:

185

• Grupo de inclinação média do terreno (IGm)

∑∑ ×

=iCA

iiCAm A

IGA IG

,

, )(

( 6.24 )

em que: IGm - grupo de inclinação média do terreno (-); ACAi - área de drenagem da sub-bacia I (m2); IGi - grupo de inclinação do terreno da sub-bacia I (-).

O grupo de inclinação média do terreno da sub-bacia i, varia com o declive médio do terreno, que se considera aproximadamente igual ao declive dos colectores:

QUADRO 6.4 - Grupo de inclinação do terreno (adaptado de ATV-A128, 1992).

IG i Declive médio do terreno[ - ] [%]1 < 1%2 ≥ 1 e < 4 %3 ≥ 4 e < 10 %4 ≥ 10 %

• Caudal médio específico em tempo seco (qts24)

i

tsts A

Q q 24

24 = ( 6.25 )

em que: qts24 - caudal médio específico em tempo seco(l/(s.ha)); Qts24 - caudal médio afluente em tempo seco, incluindo o caudal médio de

infiltração (l/s); Ai - área impermeável da bacia de drenagem (ha).

• Razão entre o caudal médio e o caudal de ponta, em tempo seco (xa)

tsp

tsa Q

Q x 2424×=

( 6.26 )

em que: xa - quociente entre o caudal médio e o caudal de ponta em tempo seco

(horas); Qts24 - caudal médio afluente em tempo seco, incluindo o caudal médio de

infiltração (l/s); Qtsp - caudal de ponta horário afluente em tempo seco (incluindo o caudal

médio de infiltração) (l/s);

O ábaco da Figura 6.7 demonstra que quanto menor for o caudal médio em tempo seco e a inclinação dos colectores, maior será o potencial de deposição de sedimentos nos

186

colectores e, consequentemente, maior será a carga poluente arrastada pelo escoamento unitário, durante a ocorrência de precipitação. Por outro lado, a aglomerados populacionais elevados correspondem factores de ponta reduzidos (logo valores de xa elevados). Assim, quanto maior for o valor de xa, maior deverá ser o caudal originado no o sistema de drenagem, logo menor será o potencial de deposição médio nos colectores, pelo que o parâmetro aa tem tendência a diminuir. A consideração de um valor para aa igual a 1 corresponde a duplicar o valor de cd, em relação ao valor da situação de referência.

CÁLCULO E DISTRIBUIÇÃO DOS VOLUMES DE ARMAZENAMENTO

O volume específico de armazenamento necessário, por unidade de área impermeável da sub-bacia de pode ser determinado recorrendo ao ábaco da Figura 6.8.

Figura 6.8 - Ábacos para a determinação do parâmetro de arrastamento de

depósitos (aa) (adaptados de ATV-A128, 1992).

O volume total de armazenamento considerado necessário, para cada sub-bacia, obtém-se através da seguinte expressão:

is A V V ×= ( 6.27 )

em que: V - volume total de armazenamento (m3); Vs - volume especifico de armazenamento (m3/ha); Ai - área impermeável da bacia de drenagem (ha).

187

Após se determinarem os volumes de armazenamento necessários a montante de todas as sub-bacias de drenagem consideradas, e conhecidos os volumes de armazenamento existentes, os volumes de armazenamento em falta devem ser distribuídos pelas diversas estruturas de armazenamento e descarga, a construir. Estes volumes são estimados com base na seguinte expressão:

∑= montanteestrutura V - V V ( 6.28 )

em que: Vestrurura - volume de armazenamento da estrutura a construir (m3); V - volume de armazenamento a montante da sub-bacia em estudo (m3); ΣVmontante - somatório de volumes de armazenamento existentes, ou a construir, a

montante da sub-bacia em estudo (incluindo os volumes de armazenamento de sub-bacias a montante) (m3).

Os volumes de armazenamento a considerar em cada sub-bacia de drenagem incluem os volumes de armazenamento nas ETAR, em colectores de armazenamento com descarregador e em trechos de colectores localizados imediatamente a montante de bacias de armazenamento e descarga, situados a cotas inferiores ao nível de descarga das bacias.

Estes valores incluem ainda volumes adicionais, garantidos por adequado posicionamento de soleiras descarregadoras móveis, e volumes de estruturas de armazenamento e descarga dimensionadas de modo a que o valor de qr24 seja inferior a 1,2 vezes o caudal pluvial específico que se admite passar para a ETAR, na sub-bacia em estudo. Caso a montante estejam instaladas estruturas de armazenamento e descarga, em que o valor de qr24 da estrutura seja superior a “1,2” vezes o valor de qr24 da sub-bacia em estudo, a distribuição de volumes do método simplificado deixa de ser válida.

A contribuição dos volumes de armazenamento nos colectores deve ser reduzida de acordo com a seguinte expressão:

i

estatcols A

VV

×=

5.1,

( 6.29 )

em que: Vs,col - contribuição do volume de armazenamento em colectores (m3/ha); Vestat - volume estático nos colectores (volume de água abaixo do nível da soleira

de descarga de menor cota) (m3); Ai - área impermeável da bacia de drenagem, servida pelo colector (ha).

Os volumes de armazenamento de estruturas de detenção não associadas a um descarregador de tempestade não devem ser considerados para aplicação do método.

188

6.4.3.4. Restrições à aplicação do método simplificado

A aplicação do método simplificado está limitada às situações em que, ao nível da concepção global do sistema de drenagem, se verifique o seguinte:

a) o caudal específico pluvial que se admite passar para a ETAR (qr24) e para jusante das estruturas de armazenamento e descarga (qr) seja inferior a 2 l/(s.ha);

b) o caudal específico pluvial que se admite passar para jusante das estruturas de armazenamento e descarga (qr) não exceda “1,2” vezes o caudal especifico pluvial que se admite passar para a ETAR, ou para jusante de uma eventual estrutura de armazenamento e descarga localizada a jusante;

c) o número de estruturas de armazenamento e descarga associadas em série não exceda 5, a fim de assegurar que a acumulação de erros ao longo do processo de cálculo não seja demasiado elevada;

d) os caudais que se admitem passar para jusante de descarregadores de tempestade não sejam inferiores aos obtidos de acordo com o método (capítulo 0);

e) o número de descarregadores de tempestade instalados a montante de cada estrutura de armazenamento e descarga seja, no máximo, de 5;

f) se na bacia de drenagem estiverem instaladas bacias de detenção não associadas a um descarregador de tempestade, o caudal pluvial específico que se admite passar para jusante de cada uma destas estruturas não deve ser inferior a 5 l/(s.ha); os respectivos volumes de armazenamento não devem contribuir para assegurar as necessidades de armazenamento determinadas de acordo com o método.

Na determinação dos volumes de armazenamento pelo método simplificado, os volumes específicos de armazenamento (Vs) não podem exceder 40 m3, por hectare de área impermeável. Nos casos em que não seja possível encontrar uma solução no ábaco da Figura 6.8, pode-se tentar redividir a bacia de drenagem, através da passagem de estruturas dispostas em série para estruturas dispostas em paralelo, por exemplo, e/ou devem-se considerar procedimentos para redução das afluências na origem, como, por exemplo, procedimentos de infiltração e de detenção superficial (ATV-A128, 1992).

6.4.3.5. Critérios de dimensionamento de bacias de armazenamento com

descarregador de tempestade instalado no coroamento

A fim de garantir condições de tratamento por sedimentação, o dimensionamento de bacias de armazenamento com descarregador de tempestade instalado no coroamento pode ser efectuada conforme descrito no método da precipitação crítica, embora, na determinação de Qcrit, seja utilizado o valor do caudal médio em tempo seco (Qts24) e não os caudais de ponta horária em tempo seco (Qtsp).

A área de drenagem afecta à estrutura de armazenamento e descarga a dimensionar não inclui a área servida por estruturas de armazenamento e descarga que possam estar instaladas a montante.

189

6.4.3.6. Dimensionamento de descarregadores de tempestade

O dimensionamento de descarregadores de tempestade deve ter em conta as seguintes normas (ATV-A128, 1992):

• a área impermeável da sub-bacia de drenagem imediatamente a montante dos descarregadores de tempestade (Ai) não deve ser inferior a 2 ha;

• a velocidade do caudal em tempo seco no colector imediatamente a montante dos descarregadores não deve ser inferiores a 0,50 m/s (velocidades inferiores a conduzem a uma acentuada deposição de substâncias poluentes no interior dos colectores);

• caudal máximo que se admite passar para jusante não deve ser inferior a 50 l/s.

Os descarregadores de tempestade não associados a estruturas de armazenamento são dimensionados por forma a não entrarem em funcionamento para a ocorrência de precipitações com uma intensidade média inferior a uma determinada intensidade crítica, que varia entre 7,5 e 15 l/(s.ha):

fc t

I+

×=120

12015 se min120≤ft ( 6.30 )

5.7=cI c.c.

em que: Ic - intensidade de precipitação crítica (l/(s.ha)); tf - máximo tempo de percurso na bacia hidrográfica imediatamente a

montante do descarregador, sem consideração do tempo de percurso no interior dos colectores.

Em bacias de drenagem urbana, os valores de tf não ultrapassam usualmente os 30 minutos, pelo que a intensidade de precipitação crítica não deverá ser muito inferior a 15 l/(s.ha). A intensidade de precipitação crítica, bem como a frequência e duração das descargas através de descarregadores de tempestade, decrescem com o aumento de tf (maior amortecimento dos caudais de cheia), o que constitui uma medida incentivadora da adopção de soluções, ao nível da bacia hidrográfica, para o aumento da percolação e da detenção do escoamento superficial.

O caudal pluvial crítico correspondente à área servida directamente pelo descarregador é calculado através da seguinte expressão:

icicpc A IA C I Q ×=××= ( 6.31 )

em que: Qpc - caudal pluvial crítico afluente ao descarregador (l/s); Ic - intensidade de precipitação crítica (l/(s.ha));

190

A - área própria da bacia de drenagem imediatamente a montante do descarregador (sem considerar as áreas das bacias de drenagem servidas por descarregadores localizados a montante) (ha);

Ci - coeficiente que representa o grau de impermeabilização (-); Ai - área impermeável da bacia de drenagem (ha).

Durante a ocorrência da precipitação crítica, o caudal unitário afluente ao descarregador (Qcrit) é dado por:

∑+++= crit,mrStspccrit QQQ Q Q 24 ( 6.32 )

em que: Qcrit - caudal unitário crítico afluente ao descarregador (l/s); Qpc - escoamento pluvial crítico afluente ao descarregador (l/s); Qts24 - caudal médio em tempo seco (incluindo os caudais provenientes de

Sistemas separativos, mas sem considerar os caudais provenientes de bacias servidas por outros descarregadores localizados montante) (l/s);

QrS - caudal de origem pluvial que, devido a ligações indevidas e ao aumento da infiltração, entra pelas redes separativas de águas residuais domésticas, durante os períodos chuvosos (l/s);

ΣQcrit,m - somatório dos caudais máximos que se admitem passar para jusante de estruturas de descarga, ou de armazenamento e descarga, localizadas a montante (l/s).

O descarregador de tempestade é, em princípio, dimensionado por forma a deixar passar para jusante um caudal correspondente ao valor de Qcrit. No entanto, deve-se verificar se esse caudal de dimensionamento é suficiente para assegurar uma diluição razoável das águas residuais descarregadas, referida ao caudal médio em tempo seco. Como tal, define-se o parâmetro seguinte:

24

24

ts

tstso Q

QQ M

−=

( 6.33 )

em que: Mso - razão de mistura (-); Qt - caudal máximo que se admite passar para jusante do descarregador (na

situação de projecto, tem-se Qt = MAX(50 l/s; Qcrit)(l/s); Qts24 - caudal médio em tempo seco proveniente de toda a bacia de drenagem a

montante do descarregador (incluindo os caudais provenientes de sistemas separativos e os caudais provenientes de bacias servidas por outras estruturas de descarga, armazenamento e descarga, localizadas a montante) (l/s),

191

De acordo com ATV-A128 (1992), deve-se garantir uma razão mínima de mistura dada por:

7min M so, = se lmgcso /600≤ ( 6.34 )

60180

min−

= soso,

cM

se lmgcso /600>

em que: Mso,min - razão mínima de mistura (-); cso - concentração média em CQO do caudal em tempo seco proveniente da

totalidade da bacia de drenagem a montante do descarregador (mg/l).

O caudal de dimensionamento do descarregador é dado pelo maior dos valores obtidos pelas expressões (3.21) e (3.23), não devendo ser inferior a 50 l/s, tal como se sintetiza na expressão seguinte.

( )24min, )1(;;/50 tssocritt QMQslMAX Q ×+= ( 6.35 )

6.5. Síntese e conclusões

Os sistemas de drenagem unitários, mistos e pseudo-separativos são bastante comuns em diversos países da Europa, podendo-se afirmar que, em Portugal, mais de metade dos sistemas de drenagem são unitários ou funcionam de forma pseudo-separativa. Durante a ocorrência de precipitações, é frequente verificar-se a descarga directa para os meios receptores de volumes significativos de águas residuais com cargas poluentes elevadas, devido aos reduzidos graus de diluição e ao arrastamento de substâncias previamente depositadas nos colectores e nos pavimentos da bacia de drenagem.

As descargas directas de excedentes de sistemas unitários têm como consequência a degradação da qualidade da água dos meios receptores, frequentemente aliada à não verificação dos requisitos legais de qualidade. De forma a reduzir este tipo de problemas de contaminação dos meios receptores, é comum proceder à beneficiação dos sistemas de drenagem unitários, através da construção de diferentes infra-estruturas.

Para a análise dos resultados das medidas de beneficiação equacionadas, agrupadas em cenários distintos, é útil dispor de modelos que possibilitem a simulação dinâmica do comportamento dos sistemas de drenagem. Estes modelos, de comprovada mais valia no planeamento, projecto, análise, beneficiação e operação de sistemas, incidem sobre a componente hidráulica e sobre a modelação dos processos que ocorrem nos colectores, ETAR e meios receptores. Actualmente, existem vários modelos destinados à simulação do comportamento dos sistemas de saneamento, que apresentam diferentes níveis de detalhe e complexidade. É cada vez mais usual o recurso à modelação integrada das diversas componentes dos sistemas (nomeadamente colectores e ETAR), de modo a assegurar a redução global das emissões totais de poluentes para os meios receptores.

192

As principais medidas de beneficiação dos sistemas de drenagem unitários incidem na construção de reservatórios ou bacias de regularização (que acumulam água poluída durante a ocorrência das chuvadas e que, após essa ocorrência, descarreguem as águas para a ETAR) e na construção de descarregadores e de emissários domésticos que afluam à ETAR.

Os reservatórios podem ser dimensionados através do método da precipitação crítica e do método simplificado, que recorrem a fórmulas empíricas, ábacos e critérios hidráulicos simples. Os ábacos e expressões do método da precipitação crítica foram estabelecidos de forma a que, durante a ocorrência de precipitações com uma intensidade média inferior a uma determinada intensidade crítica, não ocorram descargas directas para o meio receptor. Assim, o critério de dimensionamento deste método visa a redução de 90 % da carga poluente média anual, expressa em CBO5, descarregado directamente para o meio receptor, em ano médio. No que se refere ao método simplificado, este estabelece, como critério de dimensionamento, que em ano médio e em sistemas de drenagem unitários, a carga poluente anual descarregada para o meio receptor (em termos de CQO) deve ser inferior à que seria descarregada se o sistema fosse separativo.

Ambos os métodos são relativamente simples, de aplicação expedita e consideram a influência dos efeitos resultantes da disposição e arrastamento de substâncias poluentes no interior dos colectores, embora apresentem as seguintes limitações:

• dimensionamento das estruturas de armazenamento e de descarga baseia-se na limitação das emissões para o meio receptor, sem atender à condição específica do meio receptor; deste modo, a aplicação dos métodos limita-se a situações em que os meios receptores não exijam uma protecção especial;

• os métodos ignoram os efeitos provocados por descargas de precipitações isoladas, dado que o dimensionamento das estruturas é efectuado de forma a garantir uma determinada redução da carga poluente média anual descarregada para o meio receptor;

• objectivo de redução da carga poluente média anual considera apenas um parâmetro de qualidade: a CBO5, no método da precipitação crítica, e a CQO, no método simplificado;

• os ábacos, simplificações e formulações experimentais foram desenvolvidos e calibrados em bacias típicas, em termos de ocupação e de regime de precipitações, da Alemanha, pelo que devem ser aplicados com alguma reserva em países e situações distintas.

Em sistemas complexos, ou nos casos em que os meios receptores exijam uma protecção especial, é aconselhável recorrer a modelos de simulação computacional para o dimensionamento das estruturas de armazenamento, desenvolvidos de modo a integrar tanto a análise da evolução do hietograma de precipitação de projecto, ao longo do tempo, como a variabilidade do regime de escoamento e os diversos efeitos decorrentes.

193

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