a tecnologia sig aplicada ao estudo da … · hídricos subterrâneos e inclusivamente no...
TRANSCRIPT
A TECNOLOGIA SIG APLICADA AO ESTUDO DA VULNERABILIDADE À POLUIÇÃO DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS NA BACIA HIDROGRÁFICA DAS RIBEIRAS DO OESTE
Carla Isabel da Rocha Romeiro
ii
A TECNOLOGIA SIG APLICADA AO ESTUDO DA
VULNERABILIDADE À POLUIÇÃO DAS ÁGUAS
SUBTERRÂNEAS NA BACIA HIDROGRÁFICA DAS
RIBEIRAS DO OESTE
Trabalho de projeto orientado por:
Professora Doutora Ana Cristina Costa
Novembro de 2012
iii
AGRADECIMENTOS
Foram várias as pessoas que contribuíram, de diferente forma, para que este trabalho
pudesse ser levado a bom termo. A todas elas que, direta ou indiretamente, me deram
apoio, incentivo, equilíbrio e amizade, o meu mais sincero agradecimento.
Em primeiro lugar, devo um agradecimento especial à minha orientadora, a Professora
Doutora Ana Cristina Costa, não apenas pela sua orientação e apoio, mas também pela
sua disponibilidade, ajuda na elaboração e redação deste relatório e, finalmente, pelas
palavras de permanente incentivo que transmitiu ao longo do último ano.
Em segundo lugar, agradeço à minha família o amor, estabilidade e educação. Sem o
apoio e ensinamentos que os meus pais – Carlos e Rosa - e a minha irmã – Teresa – me
deram ao longo da vida, nunca teria chegado até aqui.
Ao meu amigo Paulo Galeão, um indivíduo de qualidades humanas singulares,
fundamentais para proporcionar um excelente ambiente de trabalho e pelo apoio
permanente; foram também determinantes as sugestões para valorização dos textos. Por
fim é de salientar as palavras de amizade nos momentos mais duros.
À Administração da Região Hidrográfica do Tejo pela disponibilização de informação
de cariz documental e georreferenciada, indispensável à prossecução do trabalho de
projeto.
iv
A TECNOLOGIA SIG APLICADA AO ESTUDO DA
VULNERABILIDADE À POLUIÇÃO DAS ÁGUAS
SUBTERRÂNEAS NA BACIA HIDROGRÁFICA DAS RIBEIRAS
DO OESTE
RESUMO
As potencialidades dos Sistemas de Informação Geográfica (SIG), permitem que os
gestores ambientais tenham ao seu dispor modernas ferramentas de gestão e
ordenamento do território, com aplicação crescente em todas as áreas das Geociências e
do Ambiente, ao nível do processamento e análise de dados georreferenciados e da
criação de Sistemas de Apoio à Decisão.
Segundo a Diretiva 2000/60/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 23 de
Outubro, ou Diretiva Quadro da Água (DQA), que estabelece um quadro de ação
comunitária no domínio da política da água, as massas de água subterrâneas em risco,
carecem de estudos hidrogeológicos apropriados e instalação de redes de monitorização
(monitorização de vigilância e operacional) apropriadas.
Neste contexto, com o presente trabalho, pretende-se demonstrar a importância dos
SIG, na avaliação da vulnerabilidade das águas subterrâneas à poluição, na Bacia
Hidrográfica das Ribeiras do Oeste. Foram utilizados e comparados vários modelos
(DRASTIC, DRASTIC PESTICIDE, GOD e IS) e critérios litológicos (EPPNA), para
avaliação da vulnerabilidade/suscetibilidade dos aquíferos à poluição.
De entre os modelos avaliados, o DRASTIC foi o que apresentou melhores resultados.
Os resultados obtidos constituem instrumentos fundamentais na gestão dos recursos
hídricos subterrâneos e inclusivamente no estabelecimento de redes de monitorização,
adequadas em aquíferos vulneráveis.
v
GEOGRAPHIC INFORMATION SYSTEM TECHNOLOGY APPLIED TO THE STUDY OF THE VULNERABILITY TO
POLLUTION OF THE SUBTERRANEAN WATERS OF THE RIVER BASINS OF THE WEST
ABSTRACT
The power of Geographic Information Systems (GIS) allows environment managers to
have at their disposal modern land management and planning tools, with increasing
application in all areas of Geosciences and Environment, at the level of processing and
analysis of geo-referenced data and for creating Decision Support Systems.
According to Directive 2000/60/EC of the European Parliament and Council of 23
October, or the Water Framework Directive (WFD), which establishes a framework for
Community action in the field of water policy, the subterranean bodies of water at risk
are lacking appropriate hydro-geological studies and the installation of adequate
monitoring networks (monitoring of surveillance and of use).
In this context, the present work is intended to demonstrate the importance of GIS in
assessing the vulnerability of subterranean water to pollution in the river basins of the
west. Several models (DRASTIC, DRASTIC PESTICIDE, GOD and IS) and
lithological criteria (EPPNA) were used and compared for the evaluation of the
vulnerability / susceptibility of aquifers to pollution.
Among the models evaluated, the DRASTIC one presented the best results. The results
obtained constitute fundamental tools in the management of subterranean water
resources, including the establishment of monitoring networks suitable for vulnerable
aquifers.
vi
PALAVRAS-CHAVE
Águas Subterrâneas
Análise Espacial em SIG
Modelação Geográfica
Monitorização
Sistemas de Informação Geográfica
Vulnerabilidade à poluição
KEYWORDS
Groundwater
GIS Spatial Analysis
Geographic Modeling
Monitoring
Geographic Information Systems
Vulnerability to pollution
vii
ACRÓNIMOS
ARH – Administração da Região Hidrográfica
AVI – Índice de Vulnerabilidade do Aquífero
CLC – CORINE Land Cover
DQA – Diretiva Quadro da Água
DRASTIC – Método de Avaliação de Vulnerabilidade (Depth to the water table; Net
recharge; Aquifer material; Soil type; Topography; Impact of the unsaturated zone; Hydraulic
Conductivity)
EKv – Método de Avaliação de Vulnerabilidade (Espessura da zona não saturada,
Condutividade vertical).
EPIK – Método de Avaliação da Vulnerabilidade das Águas Subterrâneas em Aquíferos
cársicos (Epikarst, Protective cover, Infiltration conditions, Karst network development)
EPPNA - Método de Avaliação de Vulnerabilidade da Equipa de Projeto do Plano
Nacional da Água
EPSG – European Petroleum Survey Group
ESRI – Environmental Systems Research Institute
ETRS 89 – Sistema de Referência Terrestre Europeu (European Terrestrial Reference
System)
FAO – Food and Agriculture Organization
GOD – Método de Avaliação de Vulnerabilidade (Groundwater, Overal, Depth)
HTD – Homogeneous Tectonic Domain
IDW – Método de Interpolação pelo Inverso do Quadrado das Distâncias (Inverse
Distance Weighted)
viii
INAG – Instituto Nacional da Água
IS – Índice de Suscetibilidade
IGeoE – Instituto Geográfico do Exército
LNEG – Laboratório Nacional de Energia e Geológica
MAE – Erro Absoluto Médio (Mean Absolute Error)
MDT – Modelo Digital do Terreno
ME – Erro Médio (Mean Error)
ONU – Organização das Nações Unidas
OMS – Organização Mundial de Saúde
RMSE – Raiz Quadrada do Erro Quadrado Médio (Root Mean Square Error)
SIG – Sistemas de Informação Geográfica
SINTACS – Método de Avaliação de Vulnerabilidade (Soggiacenza; Infiltrazione; Non
saturo; Tipologia della copertura; Acquifero; Conducibilità; Superfície topográfica)
SROA - Serviço de Reconhecimento e Ordenamento Agrário
TIN – Rede Irregular Triangulada (Triangulated Irregular Network)
UNESCO – United Nations Educational, Scientific, and Cultural Organization
USGS – United States Geological Survey
VULFRAC – Método de Avaliação da Vulnerabilidade das Águas Subterrâneas em
Aquíferos Fraturados
WWW – World Wide Web
ix
ÍNDICE DO TEXTO
AGRADECIMENTOS ................................................................................................................. III
RESUMO ...................................................................................................................................... IV
ABSTRACT .................................................................................................................................... V
PALAVRAS-CHAVE ..................................................................................................................... VI
KEYWORDS ................................................................................................................................. VI
ACRÓNIMOS ............................................................................................................................. VII
1 – INTRODUÇÃO ......................................................................................................................... 1
1.1 ENQUADRAMENTO ............................................................................................................................................ 1
1.2 OBJETIVOS ........................................................................................................................................................... 4
1.3 PREMISSAS E HIPÓTESES DE TRABALHO ....................................................................................................... 5
1.4 METODOLOGIA GERAL .................................................................................................................................... 6
1.5 ESTRUTURA DO TRABALHO DE PROJETO ...................................................................................................... 6
2 – TECNOLOGIAS DE INFORMAÇÃO GEOGRÁFICA, COMO INSTRUMENTO NO
APOIO À GESTÃO DOS RECURSOS HÍDRICOS ...................................................................... 8
2.1 OS RECURSOS HÍDRICOS ................................................................................................................................... 8
2.1.1 INCIDÊNCIA DAS ATIVIDADES HUMANAS NOS RECURSOS HÍDRICOS .................................................. 8
2.1.2 AS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS .......................................................................................................................... 11
2.2 OS SISTEMAS DE INFORMAÇÃO GEOGRÁFICA (SIG) ................................................................................ 19
2.3 ANÁLISE ESPACIAL E MODELAÇÃO GEOGRÁFICA EM SIG ..................................................................... 23
2.3.1 MÉTODOS DE INTERPOLAÇÃO ESPACIAL ................................................................................................ 24
2.3.2 ESTATÍSTICAS DE VALIDAÇÃO CRUZADA ................................................................................................ 29
2.4 AS TECNOLOGIAS SIG NA GESTÃO DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS .......................................................... 31
3 – MÉTODOS DE AVALIAÇÃO DA VULNERABILIDADE DOS AQUÍFEROS À
POLUIÇÃO ................................................................................................................................... 33
3.1 O CONCEITO DE VULNERABILIDADE E RISCO DE CONTAMINAÇÃO DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS . 33
3.2 METODOLOGIAS PARA QUANTIFICAÇÃO DA VULNERABILIDADE DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS ...... 35
3.2.1 MÉTODO DRASTIC ..................................................................................................................................... 38
3.2.2 MÉTODO DRASTIC PESTICIDE ............................................................................................................ 39
3.2.3 MÉTODO IS .................................................................................................................................................... 40
3.2.4 MÉTODO SINTACS ..................................................................................................................................... 41
3.2.5 MÉTODO GOD ............................................................................................................................................. 42
3.2.6 MÉTODO EPPNA ......................................................................................................................................... 43
3.2.7 MÉTODO AVI ................................................................................................................................................ 44
3.2.8 ÍNDICE EKV ................................................................................................................................................... 45
x
3.2.9 MÉTODO EPIK ............................................................................................................................................. 45
3.2.10 MÉTODO VULFRAC ................................................................................................................................. 46
4 – ENQUADRAMENTO GEOGRÁFICO E CARACTERIZAÇÃO BIOFÍSICA DA ÁREA DE
ESTUDO ....................................................................................................................................... 48
4.1 CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO ................................................................................................... 48
4.1.1 ENQUADRAMENTO GEOGRÁFICO E ADMINISTRATIVO ........................................................................ 48
4.1.2 CARATERIZAÇÃO HIDROGRÁFICA E HIDROLÓGICA .............................................................................. 50
4.1.3 CARATERIZAÇÃO GEOLÓGICA E HIDROGEOLÓGICA ........................................................................... 52
4.1.4 CARATERIZAÇÃO CLIMÁTICA ..................................................................................................................... 54
4.1.5 CARATERIZAÇÃO DOS SOLOS ..................................................................................................................... 55
4.1.6 CARATERIZAÇÃO TOPOGRÁFICA ............................................................................................................... 58
5 – AVALIAÇÃO DA VULNERABILIDADE À POLUIÇÃO NA BACIA HIDROGRÁFICA
DAS RIBEIRAS DO OESTE ........................................................................................................ 61
5.1 DETERMINAÇÃO DO ÍNDICE DE VULNERABILIDADE À POLUIÇÃO ....................................................... 61
5.1.1 MÉTODO DRASTIC ..................................................................................................................................... 61
5.1.2 MÉTODO DRASTIC PESTICIDE ............................................................................................................ 74
5.1.3 MÉTODO IS .................................................................................................................................................... 75
5.1.4 MÉTODO GOD ............................................................................................................................................. 78
5.1.5 MÉTODO EPPNA ......................................................................................................................................... 82
5.2 VALIDAÇÃO COM OS REGISTOS DE MONITORIZAÇÃO DA QUALIDADE DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS
................................................................................................................................................................................... 83
6 – CONSIDERAÇÕES FINAIS .................................................................................................. 88
6.1 DISCUSSÃO DOS RESULTADOS ....................................................................................................................... 88
6.2 PRINCIPAIS LIMITAÇÕES EVIDENCIADAS .................................................................................................... 90
6.3 PERSPETIVAS FUTURAS.................................................................................................................................... 90
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................................................... 92
ANEXOS ....................................................................................................................................... 99
ANEXO I – VALORES DA PIEZOMETRIA RELATIVOS AO ANO DE 2011................................................... 100
ANEXO II – ANÁLISE EXPLORATÓRIA, VARIOGRAFIA E ESTIMAÇÃO DO PARÂMETRO D (MÉTODO
DRASTIC) ............................................................................................................................................................. 101
ANEXO III – MATERIAL DO AQUÍFERO ........................................................................................................ 103
ANEXO IV – CARATERÍSTICAS DOS SOLOS ................................................................................................... 105
ANEXO V – IMPACTO DA ZONA NÃO SATURADA ....................................................................................... 106
ANEXO VI – CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA .............................................................................................. 107
ANEXO VII - ESTRATOS DE COBERTURA (LITOLOGIA) ............................................................................. 108
ANEXO VIII – MONITORIZAÇÃO DA QUALIDADE DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS ..................................... 109
xi
ÍNDICE DE TABELAS
Tabela 1 – Principais métodos para determinação da vulnerabilidade à poluição de aquíferos e
águas subterrâneas ..................................................................................................................................... 36
Tabela 2 – Peso de cada parâmetro do método DRASTIC ............................................................... 39
Tabela 3 – Classes de vulnerabilidade .................................................................................................... 39
Tabela 4 – Peso de cada parâmetro do método DRASTIC PESTICIDE ....................................... 40
Tabela 5 – Classes de vulnerabilidade .................................................................................................... 40
Tabela 6 – Fator de ponderação .............................................................................................................. 40
Tabela 7 – Classes de vulnerabilidade do índice IS .............................................................................. 41
Tabela 8 – Peso de cada parâmetro do método SINTACS ................................................................ 41
Tabela 9 – Classes de vulnerabilidade segundo critérios litológicos ................................................. 44
Tabela 10 – Classes de Vulnerabilidade do Índice EKv ..................................................................... 45
Tabela 11 – Índice EPIK e classes de vulnerabilidade ........................................................................ 46
Tabela 12 – Classes de vulnerabilidade VULFRAC ............................................................................. 47
Tabela 13 – Caraterísticas hidrogeológicas das massas de água subterrâneas abrangidas pelas
Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste .......................................................................................... 53
Tabela 14 - Valores médios de precipitação e temperatura (1961-1990), nas 17 estações
meteorológicas do IM ............................................................................................................................... 54
Tabela 15 – Índice do Parâmetro D – Profundidade do Nível de Água .......................................... 61
Tabela 16 - Estatísticas da validação cruzada ........................................................................................ 65
Tabela 17 – Índice do Parâmetro R – Recarga do Aquífero .............................................................. 66
Tabela 18 – Valores de Recarga por Massa de Água ........................................................................... 67
Tabela 19 – Índice do parâmetro A – Material do Aquífero .............................................................. 68
Tabela 20 – Índice do parâmetro S – Tipo de Solo ............................................................................. 69
Tabela 21 – Índice do parâmetro T – Topografia ................................................................................ 70
Tabela 22 – Índice do parâmetro I – Impacto da zona não saturada ............................................... 72
Tabela 23 – Índice do parâmetro C – Condutividade Hidráulica do Aquífero ............................... 73
Tabela 24 – Classes definidas para os parâmetros D, R, A e T e valores atribuídos a cada classe
...................................................................................................................................................................... 75
Tabela 25 – Classificação da ocupação de solo, com base na carta Corine Land Cover ............... 76
Tabela 26 - Tipos de aquíferos por massas de água subterrâneas abrangidas pelas Bacias
Hidrográficas das Ribeiras do Oeste ...................................................................................................... 79
Tabela 27 - Critérios para a avaliação do estado químico das águas subterrâneas, definidos no
anexo I do Decreto-Lei nº 208/2008 de 28 de outubro ..................................................................... 84
xii
Tabela 28 - Normas e limiares de qualidade para o estabelecimento do estado químico das
massas de água subterrâneas .................................................................................................................... 85
Tabela A. 1. 1 – Dados de piezometria, relativos ao ano de 2011 .................................................. 100
Tabela A. 2. 1 – Modelo e parâmetros do variograma final, relativo à piezometria .................... 102
Tabela A. 2. 2 – Estratégia de pesquisa da vizinhança local para a estimação, relativo à
piezometria .............................................................................................................................................. 102
Tabela A. 3. 1– Material do Aquífero – Parâmetro A....................................................................... 104
Tabela A. 4. 1 – Tipos de Solo, segundo a Classificação FAO e a Classificação SROA –
Parâmetro S ............................................................................................................................................. 105
Tabela A. 5. 1 – Impacto da Zona Saturada – Parâmetro I ............................................................. 106
Tabela A. 6. 1 – Condutividade Hidráulica – Parâmetro C ............................................................. 107
Tabela A. 7. 1 – Classificação Litológica – Parâmetro O ................................................................. 108
Tabela A. 8. 1 – Dados de Monitorização de Qualidade das Águas Subterrâneas, relativos a 2010
................................................................................................................................................................... 123
xiii
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1 – Ciclo Hidrológico ..................................................................................................................... 8
Figura 2 – Distribuição da água no Planeta ............................................................................................. 9
Figura 3 – Tipo de Aquíferos, quanto à pressão .................................................................................. 13
Figura 4 – Tipos de aquíferos quanto à porosidade ............................................................................. 13
Figura 5 – Poluição da água subterrânea com diferentes origens ...................................................... 14
Figura 6 – Parâmetro incorporado no método DRASTIC. ................................................................ 38
Figura 7 – Sistema de avaliação do índice de vulnerabilidade natural dos aquíferos pelo método
GOD............................................................................................................................................................ 43
Figura 8 – Enquadramento Geográfico da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste .................. 49
Figura 9 – Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste ....................................................................... 50
Figura 10 – Massas de Água Subterrânea da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste ............... 51
Figura 11 – Geologia na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste ................................................. 52
Figura 12 – Tipos de Solos na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste ....................................... 56
Figura 13 – Ocupação do Solo na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste ................................. 58
Figura 14 – Modelo Digital da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste ....................................... 59
Figura 15 – Carta de Declives na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste ................................. 60
Figura 16 – Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando IDW .............. 62
Figura 17 – Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando Ordinary
Kriging ......................................................................................................................................................... 63
Figura 18 - Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando Simple Kriging
...................................................................................................................................................................... 64
Figura 19 - Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando Universal
Kriging ......................................................................................................................................................... 64
Figura 20 – Carta do Parâmetro D - Profundidade do Topo do Aquífero ...................................... 65
Figura 21 – Carta do Parâmetro R - Recarga do Aquífero ................................................................. 67
Figura 22 – Carta do Parâmetro A - Material do Aquífero ................................................................. 69
Figura 23 - Carta do Parâmetro S - Tipo de Solo ................................................................................. 70
Figura 24 – Carta do Parâmetro T - Topografia ................................................................................... 71
Figura 25 – Carta do Parâmetro I - Impacto da Zona não Saturada ................................................ 72
Figura 26 - Carta do Parâmetro C - Condutividade Hidráulica ......................................................... 73
Figura 27 – Carta do Índice DRASTIC de vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas . 74
Figura 28 – Carta do Índice DRASTIC de vulnerabilidade à Poluição das Águas ......................... 75
Figura 29 - Carta do Parâmetro LU – Ocupação do Solo .................................................................. 77
Figura 30 - Carta do Índice de Suscetibilidade à Poluição das Águas Subterrâneas ....................... 78
Figura 31 – Carta do Parâmetro G – Grau de Confinamento Hidráulico dos Aquíferos ............. 79
xiv
Figura 32 - Carta do Parâmetro O – Caraterísticas Litológicas da Zona não Saturada.................. 80
Figura 33 – Parâmetro D – Distância do Nível de Água Subterrânea .............................................. 81
Figura 34 - Carta do Índice GOD de vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas .......... 82
Figura 35 - Carta do Índice EPPNA de vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas ...... 83
Figura 36 – Rede de Monitorização da Qualidade das Águas Subterrâneas .................................... 86
Figura 37 – Qualidade do Estado Químico das Águas Subterrâneas ................................................ 87
Figura A. 2. 1 – Análise exploratória dos dados de piezometria ..................................................... 101
Figura A. 2. 2 – Variograma experimental final com modelo ajustado, relativo à piezometria . 102
1
1 – INTRODUÇÃO
1.1 Enquadramento
A vida e a sustentação da humanidade dependem da água. A procura de água potável
aumenta continuamente, ao ritmo do crescimento populacional. Os recursos
mundiais acessíveis de água estão a diminuir, devido ao seu elevado uso e à sua
poluição. Quando a quantidade de água se revela insuficiente para abastecer uma
população crescente, que atribui ao recurso uma série de usos distintos, a qualidade
do recurso poderá condicionar a saúde da população (TEMPELHOFF et al., 2009).
Segundo BUNNELL et al. (2005), confirma-se que a água constitui uma forma de
transmissão de doenças, em virtude do seu grau de contaminação ou poluição. O
equilíbrio entre o consumo e os recursos, começa a deixar de existir.
A utilização dos recursos hídricos subterrâneos tem crescido e tende a aumentar nos
próximos anos, não só devido ao crescimento demográfico, mas também pela
expansão económica e pelas relativas vantagens sobre as águas superficiais. Os
recursos hídricos são fontes naturais e vitais, para o abastecimento humano e nas
atividades agrícolas e industriais. No entanto, o próprio aumento da população
humana, as modificações do uso da terra e a industrialização acelerada, colocam os
recursos hídricos, nomeadamente a água subterrânea, em perigo. Desta forma, o
reconhecimento de que as águas subterrâneas são uma reserva estratégica e vital para
o abastecimento público, exige uma especial atenção no que se refere à sua proteção,
para evitar a sua contaminação.
A água subterrânea poluída só pode ser descontaminada por intermédio de processos
caros e demorados. Nos piores casos, o abandono completo da sua utilização durante
muito tempo é a melhor solução (UNESCO, 2007). Estes factos são cada vez mais
reconhecidos pela comunidade internacional. “If the wars of this century were fought over
oil, the wars of the nextcentury will be fought over water” (Ismael Serageldin, vice-presidente
do Banco Mundial, em SHIVA, 2002). A cooperação hidropolítica pode demorar
muito tempo a desenvolver-se, pode não levar necessariamente ao desenvolvimento
efetivo e fixação dos recursos partilhados de água, pode não satisfazer ou beneficiar
todas as partes de igual maneira e pode não ser possível sem um mediador; no
2
entanto, uma vez conseguida, tal cooperação durará (ELHANCE, 1999). Deste modo,
a ciência e a tecnologia encontram-se cada vez mais empenhadas em ajudar, de forma
a evitar os efeitos mais nocivos. Os preciosos recursos de água subterrânea precisam,
cada vez mais, de ser protegidos e bem geridos, de forma a permitir a sua utilização
sustentável a longo prazo.
Em algumas áreas, a água subterrânea pode conter elevados níveis de substâncias
naturais que limitam o seu uso, como por exemplo, quando a água do mar invade um
aquífero. Na água subterrânea podem encontrar-se dissolvidas substâncias naturais
como o arsénio, flúor, nitratos ou sulfatos, que limitam ou impedem o seu uso direto,
devido a questões de saúde pública. Podem existir processos adequados de
tratamento, de forma a diminuir ou a remover as substâncias nocivas, mas este
procedimento tem, muitas vezes, um custo elevado. Em geral, portanto, a qualidade
da água subterrânea deve ser controlada, tanto antes como durante e após a sua
utilização.
Nesse sentido, o estudo da vulnerabilidade dos recursos hídricos subterrâneos é
fundamental, pois através deste é possível conhecer os fatores que comprometem a
qualidade da água e os riscos pelos quais ela pode ser poluída.
A análise da vulnerabilidade serve ainda como parâmetro para atuação a nível da
gestão das captações das águas subterrâneas, bem como para a gestão, por parte dos
serviços públicos, relativamente à implementação de políticas de controlo e proteção.
O crescimento da consciência pública, a necessidade de utilização de medidas mais
rigorosas e a promulgação de novas leis na área de recursos hídricos, têm levado à
necessidade da utilização de tecnologias avançadas. Com a explosão da informática,
tornou-se possível e fácil, desenvolver ferramentas para resolver o problema de
armazenamento, manipulação e análise de grandes volumes de dados geográficos,
relacionados com os recursos hídricos.
A utilização de tecnologias de informação geográfica, veio possibilitar a aquisição e
processamento de dados georreferenciados, a sua manipulação e análise, para a
elaboração de mapas temáticos e a implementação de sistemas de apoio à decisão,
tornando-se, atualmente, ferramentas indispensáveis em qualquer estudo, no domínio
do Ambiente e inclusivamente na área dos recursos hídricos. Por este motivo, os
3
sistemas de informação geográfica (SIG) são um instrumento eficaz para armazenar,
analisar e exibir dados espaciais, sendo frequentemente utilizados na gestão de
recursos hídricos. Segundo FERNANDEZ (2004), a Hidrologia enquanto disciplina de
análise de informação espacial não é exceção, podendo mesmo afirmar-se que,
atualmente, os SIG são uma ferramenta imprescindível nos estudos de âmbito
hidrológico. No entanto para MEJUTO et al. (1999), os SIG são instrumentos de
extremo interesse no estudo do risco de contaminação das águas subterrâneas. A
aplicação dos SIG em Recursos hídricos encontra-se em constante ascensão.
É neste enquadramento que se julga ser de todo pertinente e atual, o estudo da
análise da vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas, utilizando os sistemas de
informação geográfica, os quais têm possibilitado aplicar e melhorar as técnicas de
análise permitindo a elaboração de mapas de vulnerabilidade, bem como a sua rápida
atualização.
Pretende-se que este estudo permita o auxílio na tomada de decisão ao nível do
planeamento e gestão das águas subterrâneas, de modo a garantir a proteção e a
utilização das águas subterrâneas, permitindo uma planificação integrada e uma
gestão sustentável. Assim, poder-se-á evitar um agravamento da poluição, manter a
qualidade das águas subterrâneas não poluídas, e restabelecer se for caso disso, a
qualidade das águas subterrâneas poluídas.
A principal preocupação com a contaminação das águas subterrâneas é o impacto
que esta poderá ter na saúde pública, através do consumo humano. Pretende-se desta
forma indicar quais as áreas, na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, mais
suscetíveis à contaminação das águas subterrâneas.
A Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste estende-se ao longo de 2 400 km2 numa
faixa estreita, com cerca de 120 km de extensão e 35Km de largura máxima, na Costa
Atlântica. Esta bacia abrange totalmente ou parcialmente 17 concelhos e é
constituída por mais de uma dezena de pequenas bacias hidrográficas de carácter
intermitente, cujos principais cursos de água têm poucas dezenas de quilómetros de
extensão, e que drenam diretamente para o Oceano Atlântico, estando confinadas
entre as Bacias Hidrográficas do Tejo, a este, e do Lis, a norte.
4
Na elaboração do Plano da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, publicado em
Julho de 2001, foi efetuada uma análise da vulnerabilidade dos aquíferos das Ribeiras
do Oeste, no entanto, a caraterização destes sistemas hídricos é ainda muito
incipiente, quer em termos hidrológicos, quer biológicos e de qualidade da água.
Deste modo, é importante a realização de estudos que investiguem os recursos
hídricos subterrâneos, nomeadamente as Ribeiras do Oeste, porque os aquíferos
desta área são muito utilizados em captações subterrâneas para consumo humano e
para rega das predominantes zonas agrícolas.
São assim, necessárias investigações que controlem a exploração das águas
subterrâneas, bem como, a caracterização da vulnerabilidade natural dessas áreas.
É neste contexto, que se pretende usar uma nova abordagem da análise de
vulnerabilidade à poluição, utilizando vários métodos e melhorando os
procedimentos de análise; reduzindo o tempo de elaboração de mapas; ampliando a
precisão na definição das classes de vulnerabilidade, com base no conhecimento do
fluxo subterrâneo e mecanismos de transporte de contaminantes; permitindo a
atualização rápida dos mapas existentes com a entrada de novos dados.
1.2 Objetivos
O presente trabalho de projeto tem como objetivo global, demonstrar como os SIG,
e as suas capacidades analíticas, disponibilizam ferramentas fundamentais, para
responder a uma das maiores necessidades, em termos de análise da vulnerabilidade à
poluição das águas subterrâneas. Nesse sentido, são definidos como objetivos
específicos os dois vetores seguintes:
− Utilizar vários métodos de quantificação da vulnerabilidade à poluição das
águas subterrâneas, utilizando métodos de Análise Espacial e Modelação em
SIG.
− Cruzar a informação obtida anteriormente, com dados de monitorização de
águas subterrâneas, de modo a validar o método que melhor traduz a
realidade.
5
Pretende-se, como resultado final, um mapa temático, que descreva a avaliação da
vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas, na Bacia Hidrográfica das Ribeiras
do Oeste. Esta avaliação é de grande importância e constitui um instrumento
fundamental na gestão dos recursos hídricos, nomeadamente na gestão das águas
subterrâneas, diante das mais diversas atividades antropogénicas, tornando-se uma
mais-valia no apoio à tomada de decisão.
1.3 Premissas e Hipóteses de Trabalho
A água subterrânea é um dos recursos mais importantes para a nossa sobrevivência,
devendo ser muito bem gerida, de modo a não sujeitar as gerações futuras ao seu
desaparecimento. Um dos nossos maiores desafios é diminuir os efeitos da carência e
poluição da água. Assim, devem ser realizadas ações preventivas, a fim de evitar
contaminações futuras, e ações corretivas, com o fim de controlar as ameaças de
poluição representadas por atos passados e atuais (FOSTER et al., 2006).
Neste contexto, na origem do desenvolvimento do presente trabalho de projeto
esteve a definição de premissas e hipóteses de investigação. O estudo assenta no
princípio de que uma boa gestão dos recursos hídricos subterrâneos e o estudo da
vulnerabilidade à poluição dos mesmos, permitirá as Entidades Públicas,
responsáveis pela gestão dos recursos hídricos, proteger os aquíferos subterrâneos,
minimizando a prática das atividades antrópicas potencialmente poluidoras. Assim
sendo, as hipóteses de trabalho são as seguintes:
− O estudo da vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas é essencial nos
processos de gestão dos recursos hídricos.
− As crescentes funcionalidades dos SIG atuais, nomeadamente processos de
análise espacial e modelação em SIG (ex: Geoestatística), permitem efetuar
estudos sobre a quantificação da vulnerabilidade das águas subterrâneas à
poluição, usando parâmetros hidrogeológicos e atividades antropogénicas
− A avaliação da vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas contribui
eficientemente na proteção dos recursos hídricos, sendo uma mais-valia no
apoio à tomada de decisões.
6
1.4 Metodologia Geral
Este trabalho de projeto tem como principal intuito a produção de um mapa
temático que descreva a vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas, na Bacia
Hidrográfica das Ribeiras do Oeste. Espera-se que os resultados obtidos permitam
contribuir para a gestão dos recursos hídricos subterrâneos, em particular a proteção
das águas subterrâneas, sendo esta uma das competências da Administração da
Região Hidrográfica do Tejo.
Neste contexto, em termos genéricos, propõe-se que a metodologia a adotar
considere as seguintes tarefas:
− Fase de diagnóstico, com o objetivo específico de avaliar a importância da
aplicação dos SIG na gestão dos recursos hídricos subterrâneos.
− Pesquisa bibliográfica sobre métodos de quantificação da vulnerabilidade à
poluição das águas subterrâneas.
− Seleção dos métodos de quantificação que melhor se aplicam ao objetivo do
estudo, tendo em consideração a disponibilidade de dados.
− Desenvolvimento, aplicação e comparação dos vários métodos de
quantificação selecionados, usando diferentes métodos de interpolação
espacial (e.g., inverse distance weighting e ordinary kriging) dos parâmetros
que contribuem para a quantificação da vulnerabilidade à poluição das águas
subterrâneas, usando o ArcGIS 10.
− Validação do método de quantificação da vulnerabilidade à poluição dos
recursos hídricos subterrâneos, que melhor representa a realidade, através de
cruzamento com dados de monitorização de captações de águas subterrâneas.
1.5 Estrutura do Trabalho de Projeto
A organização deste relatório de trabalho de projeto compreende a sua diferenciação
em seis capítulos e segue uma abordagem sequencial de obtenção e análise de
informação, de forma ao cumprimento dos objetivos propostos.
7
Inicia-se com um capítulo introdutório, onde se faz um enquadramento de problema
em estudo e se descrevem os principais objetivos, pressupostos e motivações que
servem de base para fundamentar o desenvolvimento deste trabalho.
No segundo capítulo, salienta-se a importância dos recursos hídricos, destacando-se
aspetos como a poluição e proteção das águas subterrâneas, relacionando estes
aspetos com o tema principal, que é a avaliação da vulnerabilidade à poluição das
águas subterrâneas. Neste capítulo será também apresentada uma breve noção dos
conceitos associados aos SIG e à modelação geográfica, evidenciando-se os conceitos
associados à modelação determinística e geoestatística. Por fim, ressalta a importância
da aplicação dos SIG e da modelação estatística, na gestão das águas subterrâneas.
O terceiro capítulo corresponde a uma breve descrição sobre os métodos de
quantificação da vulnerabilidade à poluição dos recursos hídricos subterrâneos, os
parâmetros utilizados, bem como as suas particularidades e pesos.
O quarto capítulo inicia a parte efetivamente prática deste projeto, refere-se ao
enquadramento e caracterização da área de estudo, com descrição dos aspetos
hidrogeológicos e antropogénicos da área de estudo, que serão representados através
de mapas temáticos.
O quinto capítulo refere-se à aplicação dos métodos de quantificação da
vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas, monitorização das mesmas, e
finalmente, relacionamento entre os métodos e a monitorização, de modo a
determinar qual o método de quantificação de vulnerabilidade, que melhor descreve a
realidade.
Finalmente, no sexto capítulo efetua-se uma apreciação global dos resultados
obtidos, sistematizam-se as suas limitações e vantagens, salientando-se ainda futuros
trabalhos, dentro do âmbito do presente projeto.
8
2 – TECNOLOGIAS DE INFORMAÇÃO GEOGRÁFICA,
COMO INSTRUMENTO NO APOIO À GESTÃO DOS
RECURSOS HÍDRICOS
2.1 Os Recursos Hídricos
2.1.1 Incidência das Atividades Humanas nos Recursos Hídricos
Os recursos hídricos são as águas superficiais, as águas de transição, as águas
costeiras e as águas subterrâneas, que se encontram disponíveis para qualquer tipo de
uso numa determinada região (DQA, 2000).
A constante mudança do estado de água na natureza, entre os continentes, oceanos e
a atmosfera é chamado de ciclo hidrológico. Este ciclo é alimentado e mantido pela
energia do Sol.
No seu incessante movimento, na atmosfera e nas camadas mais superficiais do solo,
a água pode percorrer desde o mais simples até ao mais complexo dos caminhos
(Figura 1).
Figura 1 – Ciclo Hidrológico (Fonte LNEG, 2001)
9
A água é um recurso fundamental para a sobrevivência da humanidade, sendo um
tema fulcral de estudo, já que a sua existência condiciona a subsistência da vida na
superfície terrestre.
A água com caraterísticas apropriadas para consumo é muito escassa, porque de toda
a água existente no planeta, 97% é salgada e encontra-se nos oceanos. Dos restantes
3%, 77% está nas calotes geladas e glaciares, 22% constituem a água subterrânea e
1% corresponde aos rios, lagos, solos e atmosfera (Figura 2). Excluída a água das
calotes geladas e glaciares, a água doce utilizável representa oito milhões e meio de
quilómetros cúbicos (8 500 000 km3), isto é, 0,6 de toda a água do nosso planeta
(MARSILY, 1997; FETTER, 2001).
Figura 2 – Distribuição da água no Planeta (adaptado de MARSILY, 1997)
A importância dos recursos hídricos, em qualquer processo de desenvolvimento
socioeconómico é inquestionável, particularmente na atualidade, onde a água é
utilizada na produção de diversos sectores da atividade económica e social, tais como:
agricultura, indústria, comércio, pesca, saneamento básico, ambiente, obras públicas,
turismo, navegação, produção de energia hidroeléctrica e muitos outros.
A abundância e a carência de água têm tido ao longo dos tempos, profundas
repercussões na evolução dos povos. O consumo de água aumentou
exponencialmente a partir do séc. XX, devido ao rápido crescimento da população
mundial e à expansão tecnológica ocorrida desde então, o que levou à degradação
10
ambiental generalizada. De acordo com o relatório da ONU (2009), triplicou a
pesquisa de água potável nos últimos 50 anos e dobrou o número de áreas irrigadas.
Os principais fatores deste aumento no consumo de água são o crescimento e a
mobilidade da população, o aumento no padrão de vida, alterações nos hábitos
alimentares, o crescimento da produção de energia, particularmente de
biocombustíveis e também as alterações climáticas.
Segundo STOCKHOLM INTERNATIONAL WATER INSTITUTE (2011), a agricultura é a
maior consumidora de água no mundo (70%), seguida da indústria (20%) e do
consumo doméstico (10%).
Segundo o relatório da ONU (2001) a quantidade de água no nosso planeta é finita,
as taxas de crescimento de consumo de água registadas são superiores às taxas de
crescimento demográfico.
A água é considerada um dos recursos mais frágeis, devido à poluição dos Recursos
hídricos e à escassez de água potável.
Nos países em desenvolvimento, a maioria das águas residuais são descarregadas
diretamente nos recursos hídricos, sem qualquer tipo de tratamento, provocando a
contaminação destes recursos e sendo responsável por cerca de 80% das doenças
existentes nos países mais pobres (OMS, 2012). Nos países desenvolvidos a indústria,
a agricultura e os óleos existentes nas estradas, têm um grande impacto na qualidade
dos recursos hídricos e na qualidade da água no abastecimento público.
As águas poluídas só poderão ser descontaminadas, recorrendo a processos
complexos e dispendiosos.
Só agora o Homem começa a compreender e a ter consciência, que a degradação dos
recursos hídricos, pela sua própria atividade, tem um efeito direto na sua qualidade
de vida e das gerações futuras, pelo que a ciência e a tecnologia encontram-se cada
vez mais empenhadas em colaborar na proteção dos recursos hídricos em geri-los de
forma a permitir a sua utilização sustentável a longo prazo, evitando alterações nos
ecossistemas naturais, que por vezes são irreversíveis.
Para um melhor aproveitamento dos recursos hídricos disponíveis, mas também para
o reconhecimento da importância do planeamento da utilização dos recursos
11
hídricos, torna-se necessária a implementação de uma adequada política de gestão na
sua utilização e recuperação, para reutilização.
2.1.2 As Águas Subterrâneas
O solo divide-se em zona não saturada, imediatamente abaixo da superfície, em que
os poros se encontram preenchidos por ar e água; e zona saturada, em que todos os
espaços estão preenchidos por água. A água armazenada na zona saturada é
designada água subterrânea e a água armazenada na zona não saturada é chamada
humidade do solo (CHARBENEAU, 2000).
A água subterrânea resulta da infiltração da água que provém da precipitação e da
alimentação direta dos rios e lagos. As águas subterrâneas integram a componente
não visível e mais lenta do Ciclo Hidrológico, encontrando-se intimamente
relacionada com os processos atmosféricos, climáticos e com o regime das águas
superficiais. O tempo decorrido entre a infiltração de uma gota de água de chuva no
terreno até à sua aparição em nascentes, galerias, poços, furos, ou outras
manifestações naturais ou forçadas, pode variar entre alguns meses a vários anos;
centenas ou milhares de anos no caso das águas minerais e termominerais de circuito
lento e profundo (FETTER, 2001).
A água subterrânea constitui um recurso natural indispensável para a sobrevivência
do homem e demais seres vivos, sendo fundamental para os ecossistemas da
natureza. Á água subterrânea representa cerca de 95 % das reservas de água doce
exploráveis do planeta. Dela depende, várias atividades, principalmente as agrícolas e
as industriais. As águas subterrâneas são um recurso natural precioso, sendo em
muitos países a principal fonte para o abastecimento público. No entanto os
aquíferos estão expostos a vários tipos de contaminações, podendo assim,
representar uma ameaça para a saúde pública. (BATISTA et al., 1988). A exagerada
utilização das águas subterrâneas, a poluição pontual e difusa que as atinge e os
impactes provocados pelas alterações climáticas tem colocado em risco a subsistência
dos ecossistemas (RIBEIRO, 2001).
12
Torna-se essencial que as águas subterrâneas integrem as políticas de planeamento e
gestão dos recursos hídricos, quer através do reconhecimento dos ecossistemas
dependentes das águas subterrâneas, como locais particularmente vulneráveis a
atividades antropogénicas, quer no papel que as funções ecológicas das águas
subterrâneas terão no desenvolvimento sustentável de várias atividades
socioeconómicas.
2.1.2.1 Aquíferos
Grande parte da água subterrânea encontra-se armazenada em reservatórios naturais
de águas subterrâneas, também chamados de aquíferos, definidos pelo Decreto-Lei
n.º 58/2005, de 29 de Dezembro, como “ (…) uma ou mais camadas subterrâneas de rocha
ou outros estratos geológicos suficientemente porosos e permeáveis para permitirem um escoamento
significativo de águas subterrâneas ou a captação de quantidades significativas de águas
subterrâneas”.
Existem essencialmente dois tipos de aquíferos (INSTITUTO GEOLÓGICO E MINEIRO,
2001):
• Aquífero livre – Formação geológica permeável e parcialmente saturada de
água. É limitado na base por uma camada impermeável. O nível da água no
aquífero está à pressão atmosférica, havendo uma superfície que está em
contato direto com o ar.
• Aquífero confinado - Formação geológica permeável e completamente
saturada de água. É limitado por materiais geológicos impermeáveis. A
pressão da água no aquífero é superior à pressão atmosférica.
13
Figura 3 – Tipo de Aquíferos, quanto à pressão (Fonte: BOSCARDIN BORGHETTI et al., 2004)
Na natureza existem diferentes tipos de aquíferos, do ponto de vista da sua estrutura
(Figura 4), podem ser divididos em três tipos (FETTER, 2001):
• Aquíferos Porosos – aquíferos que contem poros, resultantes dos arranjos
dos grãos. As formações geológicas podem ser detríticas, por vezes
consolidadas por cimento. Por exemplo arenitos, conglomerados.
• Aquíferos Fissurados – nestes aquíferos a porosidade e permeabilidade estão
relacionados com as fissuras que atingem o material de suporte. As
formações podem ser granitos, gabros, filões de quartzo.
• Aquíferos Cársicos – aquíferos com cavidades resultantes de dissolução de
rochas, provocadas pelo alargamento de diaclases por dissolução, onde a água
circula. As formações são os diversos tipos de calcários.
Figura 4 – Tipos de aquíferos quanto à porosidade (Fonte: BOSCARDIN BORGHETTI et al., 2004)
CÁRSICO FISSURAL POROSO
14
2.1.2.2 Impacte Sobre as Águas Subterrâneas
A água subterrânea é uma mistura de águas provenientes de diversas partes do ciclo
hidrológico. A composição destas águas varia, dependendo do tempo de residência,
extensão do percurso hidrológico, velocidade do escoamento, agitação, reações
químicas e biológicas e da natureza dos materiais com os quais interage.
As atividades antropogénicas afetam diretamente o ciclo hidrológico pois alteram os
usos do solo, modificando as suas características físicas, químicas e biológicas (Figura
5). Alterações físicas, tal como urbanização, transportes, agricultura (irrigação),
desflorestação e florestação, drenagem artificial, canalização e retenção (represas,
barragens, etc.) alteram o ciclo hidrológico e podem alterar as características de
qualidade da água, através da modificação dos materiais com os quais a água interage.
A impermeabilização do solo, por exemplo, diminui a infiltração eficaz e pode
modificar o carácter do fluxo subterrâneo (PETERS & MEYBECK, 2000).
Figura 5 – Poluição da água subterrânea com diferentes origens (Fonte: LNEG, 2001)
15
As principais atividades antropogénicas suscetíveis de alterar a qualidade da água
subterrânea são as seguintes (ZOBY & OLIVEIRA, 2005):
− A forma de construção de um poço é fundamental para garantir a qualidade
da água captada e maximizar a eficiência da operação e a exploração do
aquífero. Localização inadequada, ausência de proteção da zona circundante,
de lajes de proteção e de revestimento interno e filtro inadequado à formação
geológica, colocam em risco a qualidade das águas subterrâneas. Os poços
abandonados devem ser devidamente lacrados a fim de não se tornarem
fontes de contaminação para o aquífero.
− A ausência ou deficiente manutenção das redes de saneamento representam
riscos para as águas subterrâneas, através da infiltração das águas residuais no
solo. A contaminação de águas subterrâneas por águas residuais pode ser
detetada através de elevadas concentrações de nitrato e presença de bactérias
patogénicas e vírus.
− Em aterros sanitários, a decomposição anaeróbia da matéria orgânica produz
efluentes líquidos, formados por compostos orgânicos e inorgânicos,
apresentando elevadas concentrações de matéria orgânica e metais pesados,
cuja infiltração pode contaminar solos e águas subterrâneas. Os aterros
sanitários exigem a impermeabilização do terreno, sistema de drenagem,
cobertura do material depositado, tratamento de lixiviados e captação dos
gases produzidos pela decomposição dos resíduos.
− A necessidade de aumento da produtividade agrícola aumenta a utilização de
fertilizantes e agrotóxicos. Os três principais nutrientes exigidos pelas
culturas são o azoto (N), o fósforo (P) e o potássio (K) e o uso intensivo
destes elementos favorece o seu aparecimento nas águas subterrâneas. O
azoto (ocorrendo principalmente sob a forma de nitrato) é o que apresenta
maior impacte, devido à elevada mobilidade na água, causada pela difícil
adsorção. A qualidade da água de irrigação também pode afetar a agricultura,
através da salinização dos solos, em consequência da interação eletroquímica
entre os sais e a argila, reduzindo a permeabilidade do solo e afetando a
disponibilidade de água para a planta. Certos elementos como cloreto, sódio,
16
boro e nitrato, podem-se tornar tóxicos para as plantas ou causar
desequilíbrios nutricionais, quando presentes em altas concentrações.
− A utilização de produtos tóxicos na indústria e a ocorrência de acidentes ou
fugas nos processos produtivos, transporte e armazenamento de produtos
perigosos, representam sérios riscos para o ambiente e saúde pública.
− Os hidrocarbonetos que constituem o petróleo, são amplamente utilizados na
indústria e no transporte. A produção, uso e transporte de combustíveis,
envolvem o uso de tanques que são suscetíveis a acidentes e fugas. A
principal causa de contaminação do subsolo deve-se a fugas nos tanques de
armazenamento de combustíveis, associadas a problemas de instalação e
corrosão, devido à sua construção em aço e vida útil de 10 a 30 anos.
− A infiltração da água da chuva sobre os resíduos da exploração mineira
alcança os corpos hídricos superficiais e/ou subterrâneos. Essas águas
adquirem baixo pH (inferior a 3), elevados valores de ferro, sulfato e outros
elementos que alteram o uso do solo e destroem a flora e a fauna aquática.
− A contaminação de água subterrânea por unidades cemiteriais e hospitais,
está relacionada com a alteração da qualidade química e com a presença de
microrganismos.
− Outro percurso hidrológico dos contaminantes é o transporte atmosférico e
deposição das partículas, diretamente na água superficial ou indiretamente na
água subterrânea pela infiltração no solo.
Catástrofes naturais, como furacões, inundações, tsunamis, terramotos, erupções
vulcânicas e deslizamento de terras, também têm grandes efeitos na qualidade e
quantidade de água, variando o efeito e a duração da perturbação com a dimensão do
desastre.
A quantidade de novas substâncias químicas que são libertadas no ambiente,
ultrapassa em grande escala as que são atualmente monitorizadas ou investigadas para
determinar o seu destino, transformação, transporte e efeitos na saúde pública e no
ambiente. Por outro lado, os efeitos de resíduos tóxicos na saúde pública e no
ambiente não são bem conhecidos, apesar dos esforços de análise da distribuição
geográfica de doenças e toxicologia ambiental.
17
Para o Natural RESOURCE MANAGEMENT STANDING COMITEE (2001), a poluição
das águas subterrâneas é geralmente difícil de identificar, principalmente quando
proveniente de fontes de poluição difusa. Na maioria dos casos só é descoberta
quando as substâncias nocivas aparecem nos reservatórios de água potável. A
eliminação dos contaminantes é extremamente difícil, sendo um processo muito caro
e lento que pode durar muitos anos, isto porque não existem processos específicos
destinadas à despoluição das águas subterrâneas. Deste modo, torna-se importante
proteger as águas subterrâneas e controlar a sua vulnerabilidade.
Os principais fatores que determinam a vulnerabilidade de um aquífero são
(ENVIRONMENT AGENCY, 2004):
− Tipo e natureza do solo, incluindo estrutura, potencial de lixiviação e
vulnerabilidade do solo, com base nas propriedades físicas que afetam o fluxo
vertical de água e a capacidade de depuração do solo;
− Presença e natureza de corrente de água, incluindo tipo e espessura;
− Profundidade do nível freático dado que a zona não saturada pode atenuar a
contaminação por processos físicos, biológicos e químicos;
− Mecanismo de fluxo da água subterrânea (intergranular ou fissuras);
− Vulnerabilidade da água subterrânea e tipo de aquífero;
− Extração de água;
− Zonas de proteção de águas subterrâneas;
− Proximidade de cursos de água, nascentes ou drenagens.
Os requisitos humanos para a sustentabilidade, características culturais da população,
situação socioeconómica e as características biofísicas e climáticas da área
determinam o nível de interação e contaminação das águas.
2.1.2.3 Proteção das Águas Subterrâneas
A proteção das águas subterrâneas tem sido um tema em discussão pela União
Europeia desde o início dos anos 90, em resultado da constatação da sua degradação
e do reconhecimento da insuficiência da Diretiva 80/68/CEE de 17 de Dezembro,
relativa à proteção das águas subterrâneas, contra a poluição causada por certas
18
substâncias perigosas. Aquela Diretiva limitava-se a controlar as descargas
provenientes de fontes industriais e urbanas. Deste modo, houve a necessidade de se
tomarem medidas para evitar a deterioração, quantitativa e qualitativa das águas
doces, de superfície e subterrâneas, reconhecendo-se a importância das águas
subterrâneas como uma componente essencial do ciclo hidrológico e dos
ecossistemas e como um dos mais importantes recursos para a provisão de água para
consumo humano.
Em 2000, a Diretiva Quadro da Água (DQA) refletiu, pela primeira vez, uma política
de gestão da água, focada na proteção e melhoria do estado das águas, atendendo a
que nenhum uso possa colocar em causa o bom funcionamento dos diversos
ecossistemas, abrangendo as águas superficiais, subterrâneas, costeiras e de transição.
A Lei que traduz esta diretiva, para o Direito Nacional corresponde ao Decreto-Lei
nº 58/2005 de 29 de Dezembro, designada por Lei da Água.
A correta implementação da Diretiva-Quadro da Água assegurará, em princípio, a tão
necessária salvaguarda das águas subterrâneas no espaço comunitário. Em termos
dos objetivos ambientais estabelecidos na Diretiva, há que realçar o da prevenção da
deterioração do estado de todos os meios de águas subterrâneas, que permitirá evitar
o agravamento do seu estado, independentemente das condições em que estas se
encontrem. A política de proteção das águas subterrâneas tem como base os
seguintes princípios:
− Evitar a degradação da qualidade das águas subterrâneas não poluídas;
− Impossibilitar o aumento da poluição das águas subterrâneas;
− Recuperar águas subterrâneas contaminadas.
Deste modo, é previsto um programa de ação que comtemple os seguintes aspetos:
− Conceção de sistemas de licenciamento e de outros instrumentos, que
garantam uma gestão adequada das águas subterrâneas ao nível nacional;
− Criação e aplicação de medidas para prevenir a poluição, particularmente a de
origem difusa e proteger as águas subterrâneas;
− A adoção de disposições gerais que permitam a segurança das instalações que
utilizem substâncias nocivas para a água, e adoção de disposições gerais que
19
promovam práticas agrícolas conciliáveis com a proteção das águas
subterrâneas.
Deve ser dada particular atenção, ao desenvolvimento de métodos adequados para
regular o uso, controlo, proteção e conservação das águas subterrâneas sem esquecer
a necessidade de esforços em investigação, direcionados para o conhecimento da
dinâmica ambiental, e desenvolvimento de tecnologias ambientalmente adequadas. O
desenvolvimento sustentável, os conflitos de uso e consequente escassez, os
problemas de desequilíbrio entre oferta e procura de água, o desenvolvimento
socioeconómico e melhoria da qualidade de vida são os principais objetivos da gestão
dos recursos hídricos, apoiada na perspetiva de utilização múltipla e integrada.
Definir programas de proteção da água subterrânea, é permitir o seu uso racional e
sustentável, em termos qualitativos e quantitativos.
A monitorização dos recursos hídricos subterrâneos desempenha um papel
fundamental no processo de planeamento e gestão integrada das massas de água de
um território, na medida em que permite conhecer, avaliar e classificar o seu estado e,
consequentemente, apoiar a tomada de decisão, podendo limitar potenciais
utilizações da água.
Outra estratégia de proteção da qualidade das águas subterrâneas, será uma avaliação
regional, em nível de reconhecimento e com base em dados disponíveis, que consiste
em construir mapas de vulnerabilidade à poluição dos sistemas aquíferos, sendo um
importante instrumento de planeamento e gestão de políticas e ações de proteção das
águas subterrâneas.
Segundo ROBINS et al. (2007), também em África inicia-se o desenvolvimento de
estratégias de proteção e de avaliação da vulnerabilidade das águas subterrâneas, na
gestão das águas subterrâneas.
2.2 Os Sistemas de Informação Geográfica (SIG)
Saber interpretar e correlacionar as características de determinado lugar é
fundamental para quem tem como propósito de estudo o território, avaliar a
20
interação entre indivíduos e o espaço em que ambos se adaptam e transformam ao
longo do tempo. Deste modo, tem-se recorrido cada vez mais aos Sistemas de
Informação Geográfica (SIG).
Sendo uma tecnologia em franco processo de desenvolvimento, é difícil chegar a
uma definição de SIG que satisfaça os abrangidos no seu desenvolvimento, com o
seu uso e até mesmo aqueles que fazem o seu marketing – há inclusive os que
chegam a considerar SIG como uma ciência e não como uma ferramenta
(GOODCHILD, 1997).
Atualmente os SIG são utilizados nas mais diversas áreas de trabalho, o que torna
difícil a sua definição, deste modo, o termo Sistema de Informação Geográfica tem
sido objeto de várias definições por parte de diferentes autores, devido à sua
utilização nas diversas áreas científicas ou domínios da atividade humana (recursos
naturais, planeamento urbano, agricultura, geografia, informática…). Neste contexto,
é possível que os vários conceitos resultem da forma como os SIG são utilizados. A
ideia mais comum de SIG, está frequentemente associada à produção e análise de
cartografia através da tecnologia computacional.
Das propostas de definição de Sistemas de Informação Geográfica podemos destacar
as seguintes.
Um SIG é um sistema de hardware, software e procedimentos organizados, de forma
a possibilitar a aquisição, gestão, manipulação, análise e visualização de dados que
tenham uma componente espacial ( TOMLIN, 1990).
Um SIG é um sistema de computador capaz de capturar, armazenar, verificar,
manipular, analisar e mostrar informação que está espacialmente referenciada na
Terra (DEPARTMENT OF THE ENVIRONMENT, 1987), isto é, dados identificados de
acordo com a localização. Especialistas definem igualmente um SIG como incluindo
os procedimentos, pessoal da empresa e dados geográficos que entram no sistema
(USGS, 2007).
Cowan (1988) define SIG como um sistema de apoio à decisão que envolve
integração de dados espacialmente referenciados num ambiente para resolução de
problemas.
21
Após a análise destas definições, facilmente entendemos os SIG, como um sistema
que tem por base os computadores para gerir os dados geográficos, tendo estes a
referência ao espaço geográfico, à representação de escala geográfica e possibilitando
a manipulação de dados na resolução de vários problemas espaciais.
Um SIG integra dados espaciais e de outros tipos num único sistema, o que permite
combinar dados de diferentes fontes, provenientes de diferentes conjuntos de dados.
ABLER (1988) apresenta algumas visões interessantes sobre o significado de SIG, pois
exprime que os SIG são para a análise geográfica o que o microscópio, o telescópio e
os computadores foram para outras ciências… ele pode ter a solução que ajudará a
dissolver as dicotomias regional-sistemáticas e humano-físicas que têm assolado a
geografia e outras disciplinas que usam a informação espacial.
Apesar de esta ser uma visão interessante, é importante realçar que o
desenvolvimento de SIG oferece outras vantagens, tais como:
− Permite alargar os nossos conhecimentos, relativos aos recursos disponíveis
numa determinada área geográfica;
− Contribui para aumentar a brevidade na preparação de relatórios, gráficos e
mapas, o que aumenta a eficácia da informação geográfica, usada em análises
de políticas e avaliação de opções de planeamento;
− Permite melhorias no planeamento e gestão de futuras pesquisas, pelo facto
de disponibilizar os dados já existentes e estabelecer linhas mestras para
recolha, armazenagem e processamento de novos dados a recolher.
− Diminui o tempo de resposta aos pedidos de informação, por tornar as
informações mais acessíveis.
− Facilita o desenvolvimento de modelos dinâmicos para apoio à decisão.
Estas vantagens, aliadas ao aumento da capacidade de processamento dos
computadores e de estações de trabalho, à redução nos custos na aquisição deste tipo
de equipamentos e ao aumento da disponibilidade de bases de dados
georreferenciados, têm contribuído para a crescente utilização de Sistemas de
Informação Geográfica, em diversas áreas, tanto no sector público como no sector
privado.
22
Das diversas áreas onde é aplicado os SIG, têm-se verificado uma grande expansão
na área da gestão ambiental.
VALE & PAINHO (1998) referem que os Sistemas de Informação Geográfica têm
vindo cada vez mais a ser utilizados como ferramentas indispensáveis à
caracterização Ambiental: nestes sistemas a componente espacial funciona como
variável integradora das diferentes perspetivas económica, social e ambiental.
Por outro lado segundo EASTMAN (1999) umas das aplicações mais importantes dos
SIG consiste na análise de dados para o apoio aos processos de decisão, relacionados
com o ambiente.
Neste contexto pode-se afirmar que os Sistemas de Informação Geográfica
tornaram-se numa ferramenta indispensável na área de gestão ambiental, com uma
crescente aplicação na gestão dos recursos hídricos.
Os SIG incluem a produção, a organização, a análise e a edição de um conjunto
alargado de bases de dados geográficos e são uma ferramenta imprescindível para
cumprir os desafios inerentes à aplicação da DQA. As Ciências e as Tecnologias de
Informação Geográfica, ao analisar a dimensão espacial e temporal, possibilitam
relacionar a informação de natureza multidisciplinar e multidimensional, ampliando a
capacidade de processamento e de mobilidade da informação, com reflexos na
comunicação, decisão e ação.
No decorrer das várias fases de desenvolvimento, os SIG reúnem e tratam a
informação com uma qualidade espacial e temática progressiva e em sintonia com a
integração aplicacional, promovendo a passagem gradual de apoio ao planeamento
para a gestão operacional. Na produção e uso de informação geográfica, as diferentes
aplicações e modelos permitem agregar os processos de planeamento, monitorização
e gestão de recursos hídricos, requerendo, no entanto, informação com elevada e
crescente qualidade espacial, temática e territorial.
É ainda possível seguir a realidade convenientemente, com recurso a redes de
monitorização, com elementos espaciais e terrestres, alargando o contexto e a
capacidade de compreensão, ao processar as bases de dados que permitem interpretar
23
os resultados, em termos de quantidade e qualidade dos recursos hídricos, na sua
relação com a complexidade biofísica, humana e territorial.
2.3 Análise Espacial e Modelação Geográfica em SIG
Os SIG, são uma ferramenta que permite a gestão, pesquisa e visualização de dados
espaciais. Estes sistemas, ligados à modelação do comportamento e desenvolvimento
espacial, permitem simular fenómenos e processos, que têm uma dimensão espacial
explícita, assim como identificar as características espaciais dos dados. Permite ainda,
a identificação de padrões, a formulação de hipóteses e a avaliação de aspetos de
modelação espacial, a partir da localização dos dados.
O recurso a metodologias de análise espacial e modelação em SIG tornaram-se num
grande potencial, no apoio à tomada de decisões mais adequadas e eficazes nos
diferentes domínios, permitindo retirar enormes vantagens competitivas e
racionalização de tempo.
A noção de análise espacial num SIG comporta a ideia de integração de dados
espaciais e atributos alfanuméricos e traduz numa série de funções relacionadas com
a seleção e pesquisa de dados, por um lado, e com modelação, por outro (NEVES &
CONDESSA, 1993).
Os SIG emergiram como ferramentas úteis nos processos de modelação geográfica
permitindo responder a questões que não eram possíveis por técnicas não espaciais.
Em ambiente SIG distinguem-se três tipos principais de modelos: modelos
cartográficos, modelos baseados em regras e modelos estatísticos (JOHNSTON, 1998).
Os modelos cartográficos resultam da simples combinação de várias camadas de
informação, recorrendo às capacidades operativas dos SIG (JOHNSTON, 1998). A
modelação baseada em regras recorre a sistemas periciais para o estabelecimento de
regras de decisão (PEREIRA & DUCKSTEIN, 1993). O próprio sistema “aprende” a
relação entre as camadas de informação e estabelece uma série de critérios para a
modelação dos fenómenos em estudo. Nos modelos estatísticos é estabelecida uma
relação empírica entre as variáveis ambientais e determinada propriedade da variável
em estudo, através da estimação de parâmetros cuja validade é estatisticamente
24
testável. Outro conjunto de modelos estatísticos baseia-se em técnicas de
interpolação espacial, caso em que a modelação geográfica duma característica ou
fenómeno é baseada exclusivamente em informação de natureza espacial (MAURER,
1994).
WALKER (1990) considera os SIG como a ferramenta ideal para isolar e descrever
relações espaciais e elaborar modelos estatisticamente testáveis, dependendo da
qualidade destes, em grande parte, da qualidade dos dados utilizados para a sua
construção.
A análise espacial e a modelação conferidas pelos SIG são aspetos chave para ajudar
a resolver problemas críticos da atualidade. Nos casos em estudo, relativos a águas
subterrâneas, a análise passa pela avaliação de dados estáticos que descrevem os
sistemas aquíferos nas suas dimensões físicas e características geológicas, geométricas
e hidráulicas, e pela apreciação de variáveis de estado, incluídas em séries temporais
de valores obtidos em medições de campo e que caracterizam a parte dinâmica dos
processos naturais.
2.3.1 Métodos de Interpolação Espacial
As ferramentas informáticas dos SIG permitem o armazenamento de informação
georreferenciada, com a integração de vários formatos e tipos de dados. Estes
sistemas oferecem simultaneamente diversas modalidades de visualização e
exploração dos dados armazenados, permitindo o desenvolvimento de complexas
operações de análise espacial.
No caso da maioria dos fenómenos naturais que têm propriedades que variam em
todas as dimensões do espaço, geralmente, as informações sobre as propriedades
destes fenómenos são obtidas de forma discreta, a partir de um número limitado de
medidas pontuais realizadas em campo. As ferramentas de interpolação espacial
possibilitam gerar superfícies contínuas a partir de informação pontual, permitindo
representar num mapa a geometria espacial contínua das estruturas e as
características que configuram o fenómeno.
25
A interpolação de dados é uma técnica usualmente adotada para estimar valores
desconhecidos de uma variável, a partir de valores conhecidos da mesma variável, ou
seja, envolve a estimativa do valor de um atributo em locais não amostrados, a partir
de pontos amostrados na mesma área ou região.
A interpolação espacial baseia-se no conceito enunciado pela primeira lei da
geografia, proposto por Waldo Tobler (in LI & HEAP, 2008): tudo está relacionado
mas as realidades tendem a ser semelhantes em locais mais próximos do que em
locais mais afastados. Esse conceito fundamenta a base das relações espaciais entre
fenómenos geográficos e a correlação espacial. Os métodos de interpolação espacial
podem ser agrupados em três categorias: métodos determinísticos, geoestatísticos e
métodos combinados (LI & HEAP, 2008).
Os métodos determinísticos calculam superfícies, baseadas na extensão de
semelhança entre os pontos ou no grau de suavidade pretendido, através de funções
matemáticas. No que diz respeito aos métodos geoestatísticos, estes geram
superfícies baseando-se em estatísticas e modelos de previsão de superfícies que
incluem erros e incerteza na previsão. Finalmente os métodos combinados resultam
da combinação dos dois anteriores.
Dentro dos diferentes métodos existentes destacam-se os seguintes: Ponderação pelo
Inverso da Distância (Inverse Distance Weighting - IDW), Spline e Krigagem
(Kriging).
A Ponderação pelo Inverso da Distância (Inverse Distance Weighting - IDW)
é um método determinístico e local (JOHNSTON et al., 2001). O método IDW é um
interpolador exato (i.e., a superfície estimada passa pelos valores observados), que se
baseia no facto de que a superfície de interpolação deve ser influenciada por pontos
mais próximos e menos influenciada por pontos mais distantes (ESRI, 1999). A cada
amostra, pertencente à vizinhança local do ponto a estimar, é associado um peso com
base no inverso da sua distância ao ponto a estimar, elevada a uma potência. Quanto
maior for o valor da potência dos pesos, menor o efeito que os pontos têm na malha
de pontos durante a interpolação. Este método tem a tendência a gerar padrões de
contornos concêntricos ao redor dos pontos observados. Este efeito pode ser
26
minimizado pela adoção de um parâmetro de suavização (SOARES, 2000), mas que
conduz a que o interpolador já não seja exato.
Portanto, a equação do método IDW é apresentada na forma (MERWADE et al.,
2006):
�∗ = ∑ � ���������
∑ ���
���� (Equação 1)
Z*: valor interpolado/estimado di: distância do ponto amostrado i à localização que se pretende estimar Zi: valor do ponto amostrado i p: exponente de ponderação da distância n: número de pontos amostrados considerados na interpolação
A influência de cada uma das amostras no valor estimado de um ponto é obtida pelo
inverso da distância ao ponto elevado a uma potência. A escolha da potência é
arbitrária, quanto maior for a potência, maior será a influência da amostra mais
próxima e, caso a potência seja nula, o ponderador é igual para qualquer amostra. A
potência mais utilizada é “2”, sendo por isso conhecido pelo método do inverso do
quadrado das distâncias.
Neste método, os valores interpolados nunca atingem o valor máximo ou mínimo
das amostras (JOHNSTON et al., 2003), podendo, nestes casos, os resultados da
interpolação não transporem a realidade (e.g. linhas de cumeada).
O IDW é um método que apresenta bons resultados com dados regularmente
espaçados, consequentemente o mesmo não se verifica quando os dados se
encontram aglomerados (clustering) (ISAAKS & SRIVASTAVA, 1989).
A interpolação por spline também é um método determinístico, local e exato. Este
método utiliza um polinómio para interpolar os valores observados nos pontos de
amostragem. A superfície interpolada passa em todos os pontos observados e pode
exceder o intervalo de valores da amostra (CABRAL, 2011; JOHNSTON et al., 2003).
Este efeito é particularmente útil pois permite estimar valores que se encontram
acima, ou abaixo, dos valores observados na amostra.
A função polinomial apresenta a seguinte forma:
27
��� = �������� + ��������+��� + �� (Equação 2)
As interpolações polinomiais apresentam como inconveniente produzirem
superfícies suavizadas e pouco sensíveis a variações locais. Assim sendo, o spline é
um método com melhores resultados para capturar a tendência global de superfícies.
Ou seja, quando os pontos se encontram muito próximos e têm diferenças muito
grandes nos seus valores, este interpolador não produz bons resultados(CABRAL,
2011).
O método spline inclui duas técnicas: regularized e tension. O spline do tipo Tension
gera uma superfície mais plana que o spline do tipo Regularized, forçando a
superfície produzida a permanecer constrangida aos valores reais dos pontos, i.e.
passando pelos pontos amostrados. Já o spline Regularized cria uma superfície suave,
que muda gradualmente, estima valores que podem sair do intervalo de dados de
amostragem (MERWADE et al., 2006).
A krigagem (kriging) é um método de interpolação geoestatística baseado numa
média móvel ponderada, sendo que os pesos atribuídos às amostras são calculados de
forma a minimizar a variância de estimação, calculada em função do variograma e da
localização relativa de cada uma das amostras ao ponto que se pretende estimar
(GOOVAERTS, 1997; SOARES, 2000).
Segundo JOHNSTON et al., (2001) a krigagem é um interpolador estocástico
estacionário.
Este processo foi designado de krigagem por Georges Matheron em honra a Daniel
Krige. Nos anos 60, o cientista francês Matheron descobriu o trabalho pioneiro do
Engenheiro Krige o qual efetuou estudos empíricos em minas de ouro na África do
Sul, permitindo-lhe concluir que apenas a informação fornecida pela variância era
insuficiente para explicar o fenómeno em estudo, tornando-se necessário ter em
consideração a distância entre as observações e a sua dependência espacial. GEORGES
MATHERON (1963, 1965) formalizou matematicamente o estimador linear
geoestatístico (kriging), com base na teoria das variáveis regionalizadas. Os valores
deste tipo de variável dependem da localização espacial, pelo que as variáveis
28
regionalizadas têm características intermédias entre as variáveis puramente aleatórias
e as variáveis determinísticas.
A krigagem resulta de um conjunto de algoritmos de regressão de mínimos
quadrados generalizados que fornecem estimativas não enviesadas de valores no
espaço a partir de um conjunto de observações recolhidas em várias localizações, e
que usam o modelo de covariâncias espaciais estimado a partir dos dados observados
(GOOVAERTS, 1997; SOARES, 2000).
Entre as técnicas de interpolação que consideram médias ponderadas, a krigagem é o
melhor estimador não enviesado, estejam ou não os dados normalmente distribuídos.
(JOHNSTON et al., 2003).
Uma das vantagens deste método de interpolação é a modelação de fenómenos
anisotrópicos e, não sendo um método totalmente isento de erro, permite calcular o
erro de estimação e a construção de mapas de erro e superfícies de probabilidade
(LINDLEY et al., 2004).
O estimador de krigagem pondera os valores medidos (observados) na vizinhança do
ponto a estimar, ou seja baseia-se na soma ponderada dos dados (JOHNSTON et al.,
2001).
����� = ∑ ���������� � (Equação 3)
Sendo ����� o valor medido na i-ésima localização;�� corresponde a um peso
desconhecido para os valores medidos na i-ésima localização; �� é a localização a
prever; N refere-se ao número de valores medidos.
A família de técnicas kriging abrange um conjunto de métodos ligeiramente
diferentes entre si, apesar da filosofia subjacente ser a mesma. Neste trabalho serão
utilizados métodos univariados: o Simple kriging, o Ordinary kriging, Universal
kriging
O Simple kriging exige o pressuposto de que as médias locais são relativamente
constantes e de valor semelhante à média da população que é conhecida. A média da
população é utilizada para cada estimação local, em conjunto com os pontos vizinhos
estabelecidos como necessários para a estimação (GOOVAERTS, 1997; SOARES, 2000).
29
No Ordinary kriging, não se assume que as médias locais sejam idênticas à média da
população, nem conhecidas, usando-se as amostras vizinhas da localização a estimar
para inferir as médias locais. Assim, esta técnica tem em conta as variações locais da
média, porque limita o seu domínio de estacionaridade a uma vizinhança local
(SOARES, 2000).
No Universal kriging, as médias locais não são conhecidas, mas assume que são
influenciadas por uma tendência geral. Este método especifica que a média da
amostra a ser estimada varia primeiro dentro da vizinhança e depois sobre toda a área
de estudo considerada. A componente de tendência é modelada como uma
combinação linear de funções das coordenadas espaciais. Esta técnica considera,
simultaneamente, a tendência e a estimativa dos valores e, como consequência, os
erros de estimativa incluem os erros associados à estimativa da superfície de
tendência (LANDIM et a.l, 2002).
Neste trabalho será usado o IDW e os métodos de Kriging (ordinary kriging, simple
kriging e universal kriging).
2.3.2 Estatísticas de Validação Cruzada
O processo de validação cruzada (cross-validation) é uma técnica para avaliação do
ajuste de um modelo teórico que possibilita comparar valores estimados com os
valores observados, ou seja, permite dar uma ideia de como o modelo se adaptou,
servindo assim como medida de incerteza da predição realizada.
Na validação cruzada é usado todos os dados conhecidos do modelo. Para cada
ponto de amostragem conhecido retira-se o seu valor do conjunto de pontos,
aplicando então o modelo de interpolação nesta localização espacial, para estimar o
valor omisso usando os valores das restantes amostras. Comparando o valor
estimado com o real, obtêm-se os erros de estimação. Executando este processo,
sucessivamente com as restantes amostras, é possível comparar modelos e ajudar o
utilizador a decidir sobre qual o modelo que apresenta menor enviesamento e maior
precisão de estimação.
30
Desta forma, os erros de estimação são calculados como sendo as diferenças entre os
valores estimados [z*(xα)] e os valores observados [z(xα)], assim os testes de validação
cruzada apresentam um conjunto de estatísticas que permitem comparar
formalmente diferentes modelos (GOOVAERTS, 1997).
• Erro Médio (Mean Error - ME), é uma estatística usada para verificar se a
estimação é enviesada, indicando se a estimação é ou não imparcial, no
entanto este erro depende da escala dos dados. Deve tomar valores próximos
de zero.
� = ��∑ [�∗�"#� − ��"#�]�#�� (Equação 4)
• Erro Absoluto Médio (Mean Absolute Error - MAE), também usado para
verificar se a estimação é enviesada.
�& = ��∑ |�∗�"#� − ��"#�|�#�� (Equação 5)
• Raiz Quadrada do Erro Quadrático Médio (Root Mean Square Error -
RMSE) é uma estatística que dá a indicação da variabilidade da proximidade a
que estão os valores estimados dos medidos, sendo utilizada para verificar a
precisão do modelo. Quanto menor for melhor é o modelo utilizado.
(�� = )��∑ [�∗�"#� − ��"#�]��#�� (Equação 6)
• Segundo HABERLANDT (2007), tem-se ainda a estatística dos erros usada para
verificar a capacidade do modelo preservar a variabilidade do atributo, que
avalia o grau de suavização da interpolação, calculada através do quociente
entre a variância dos valores estimados e a variância dos valores observados
(RVar).
(*�+ = ,-.[/∗�01�],-.[/�01�] (Equação 7)
31
2.4 As Tecnologias SIG na Gestão das Águas Subterrâneas
A inclusão de modelos determinísticos e estocásticos num sistema de apoio à
decisão, permite que os utilizadores e os decisores analisem cenários futuros de
disponibilidade e de qualidade da água para vários fins, de modo a formular
propostas para a proteção sustentável do recurso.
Do ponto de vista da tomada de decisão, os modelos estatísticos podem ser muito
úteis, já que permitem, a partir de dados com representatividade espacial e temporal,
produzir cartas de probabilidades, avaliar tendências ou construir índices de
qualidade e vulnerabilidade da água subterrânea.
A elaboração de modelos recorrendo aos sistemas de informação geográfica, tornou-
se numa ferramenta imprescindível para um número crescente de estudos de
vulnerabilidade e qualidade das águas subterrâneas. Atualmente é impensável não
recorrer aos SIG em estudos que envolvam inputs e/ou outputs de natureza
cartográfica, o que se justifica não só pelas suas capacidades gráficas, mas
principalmente, pelas potencialidades analíticas. De facto os SIG são a ferramenta
ideal para isolar, descrever relações espaciais e elaborar modelos estatísticos testáveis
(WALKER, 1990).
Por exemplo o WATERWARE é um programa que apresenta várias ferramentas
para efetuar o planeamento das Bacias Hidrográficas, tendo como principal vantagem
a identificação de soluções, utilizando, para tal, menos recursos financeiros para
atingir os padrões de qualidade da água estabelecidos para os rios. Este software foi
utilizado no planeamento das Bacias Hidrográficas, na análise das Bacias do rio
Tamisa em Inglaterra (JAMIESON & FEDRA, 1996), e no rio Lerma no México
(JAMIESON & FEDRA, 1996). Alguns dos problemas abordados pelo Waterware,
passam pela avaliação dos recursos da água e a descontaminação das águas
subterrâneas.
Um outro exemplo é a utilização do Mike Basin, utilizado na realização da gestão dos
recursos hídricos, assim como na avaliação da qualidade da água, dada a sua
capacidade de simulação (DHI, 2008). Com a necessidade de relacionar os problemas
dos recursos hídricos com as exigências da população, este modelo foi criado com o
32
objetivo de se fazer uma boa gestão e planeamento das águas superficiais e
subterrâneas.
Uma vez que os problemas ambientais têm uma reconhecida natureza espacial, a
realização de estudos desta natureza, obriga à manipulação de uma quantidade
significativa de informação geográfica, situação esta que, com o uso dos Sistemas de
Informação Geográfica se torna muito mais simples de resolver.
Dentro desta filosofia é pressuposto abordar as principais características
hidrogeológicas, ocupação do solo e aspetos climáticos que condicionam as
necessidades hídricas e consequentemente a aplicação de metodologias de avaliação
da vulnerabilidade/suscetibilidade dos aquíferos à poluição, baseados em cartografia
digital. Deste modo, proceder-se-á à elaboração uma série de cartas temáticas com
recurso aos Sistemas de Informação Geográfica em complementaridade com
Modelos Estatísticos e que permitiram, no final, elaborar a carta de vulnerabilidade à
poluição das águas subterrâneas na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste.
33
3 – MÉTODOS DE AVALIAÇÃO DA VULNERABILIDADE
DOS AQUÍFEROS À POLUIÇÃO
3.1 O Conceito de Vulnerabilidade e Risco de Contaminação das
Águas Subterrâneas
Vulnerabilidade é a maior ou menor capacidade de atenuação das camadas superiores
do aquífero à passagem de poluentes. Este termo “vulnerabilidade de aquíferos”
surgiu pela primeira vez no início da década de 1960, introduzido pelo hidrogeólogo
francês J. Margat (VRBA & ZAPOROZEC,1994). Entretanto, foi a partir da década de
1970, com a criação da legislação americana para proteção de recursos hídricos
subterrâneos, que começa a ser difundido o conceito de vulnerabilidade dos
aquíferos.
As primeiras avaliações sobre vulnerabilidade dos aquíferos são atribuídas a
LeGRAND e à metodologia elaborada pela agência ambiental americana (USEPA)
em 1983. Sendo na década de 1980 que o conceito de vulnerabilidade começa a ser
utilizado por vários autores, tais como ALLER et al., (1997), FOSTER et al, (2006), e,
nos anos 90, por autores como CIVITA et al., (1990).
Segundo VRBA & ZAPOROTEC (1994) vulnerabilidade é definida como uma
propriedade intrínseca do aquífero, que depende da sensibilidade para a alteração da
qualidade das águas subterrâneas causada pelo impacte das atividades humanas e ou
naturais. Para ROBINS et al. (2007), a avaliação da vulnerabilidade é feita com base no
tempo de percurso da superfície do solo ao nível do lençol de água, sendo que,
quanto maior o tempo de percurso, maior o potencial de atenuação do poluente.
Dentro deste conceito pode distinguir-se (GÓMEZ, 1998), dois conceitos de
vulnerabilidade:
− Vulnerabilidade intrínseca: função das características hidrogeológicas do
aquífero.
− Vulnerabilidade específica ou integrada: inclui as características
hidrogeológicas do aquífero e alguns fatores de carater externo (ocupação de
solo e tipo de carga contaminante).
34
O uso de ambas as vulnerabilidades na caracterização do aquífero à suscetibilidade à
contaminação tem as suas vantagens e desvantagens (MENDES et al., 2008).
Para PARALTA & FRANCÉS (2000), “as medidas de proteção das águas subterrâneas devem
considerar a vulnerabilidade dos sistemas aquíferos em função das suas caraterísticas hidrogeológicas
e dos riscos de contaminação efetivos ou potenciais associados às condições climáticas e às atividades
humanas”.
Já LOBO FERREIRA & CABRAL (1991) sugeriram que o conceito de vulnerabilidade à
poluição de águas subterrâneas fosse definido em Portugal, de acordo com as
conclusões da conferência internacional sobre "Vulnerability of Soil and Groundwater to
Pollutants", realizada em 1987 (DUIJVENBOODEN & WAEGENINGH, 1987), como sendo
a sensibilidade da qualidade das águas subterrâneas a uma carga poluente, função das
características intrínsecas do aquífero.
Assim sendo, a vulnerabilidade é distinta de risco de poluição. O risco de poluição
depende da vulnerabilidade e da existência de cargas poluentes consideráveis que
consigam atingir as águas subterrâneas. Contudo, um aquífero pode apresentar um
elevado índice de vulnerabilidade mas sem risco de poluição, caso não exista carga
poluente significativa, ou apresentar um risco de poluição excecional, apesar do
índice de vulnerabilidade ser baixo. Deste modo pode-se diferenciar os termos de
vulnerabilidade e risco de poluição, uma vez que o risco é causado não apenas pelas
características intrínsecas do aquífero, mas também pela existência de atividades
poluentes.
É importante também reconhecer que a vulnerabilidade de um aquífero depende
ainda do tipo de poluente potencial. Por exemplo, a qualidade da água subterrânea
pode ser muito vulnerável a uma carga de nitratos, originada por práticas agrícolas
incorretas e, no entanto, ser pouco vulnerável a cargas patogénicas (LOBO FERREIRA
et al., 2002).
Para a ENVIRONMENT AGENCY (2004), os principais fatores que determinam a
vulnerabilidade de um aquífero são:
35
− Tipo e natureza do solo, incluindo estrutura, potencial de lixiviação e
vulnerabilidade do solo, com base nas propriedades físicas que afetam o
fluxo vertical de água e a capacidade de depuração do solo;
− Presença e natureza de corrente de água, incluindo tipo e espessura;
− Profundidade do nível freático dado que a zona não saturada pode atenuar a
contaminação por processos físicos, biológicos e químicos;
− Mecanismo de fluxo da água subterrânea (intergranular ou fissuras),
vulnerabilidade da água subterrânea e tipo de aquífero; extração de água;
zonas de proteção de águas subterrâneas; proximidade de cursos de água,
nascentes ou drenagens.
Dada a controvérsia à volta da definição do termo “vulnerabilidade”, levou ao
aparecimento de várias metodologias de análise da vulnerabilidade das águas
subterrâneas à poluição, estando a seleção do método, dependente das necessidades e
da disponibilidade dos dados, para o caso em estudo. Os índices devem ser de
aplicação simples, dadas as limitações de dados normalmente existentes, embora
devam ser consistentes e válidos para a classificação da vulnerabilidade que se
pretende fazer numa área em estudo.
3.2 Metodologias para Quantificação da Vulnerabilidade das
Águas Subterrâneas
Existem diferentes métodos para a elaboração da cartografia de vulnerabilidade à
poluição de aquíferos, assim na análise da vulnerabilidade das águas subterrâneas
pode optar-se por escolher mais que um método de análise da vulnerabilidade dos
recursos hídricos subterrâneos, ou analisar casos já estudados anteriormente através
de uma metodologia, e ainda pode optar-se por aplicar um método diferente. Assim,
em vez de uma análise tem-se várias, podendo optar-se por uma delas, ou então,
comparar os resultados das metodologias e verificar qual a melhor avaliação, e
consequentemente qual o melhor método a avaliar a vulnerabilidade das águas
subterrâneas à poluição, numa determinada zona ou aquífero.
Este tipo de avaliação é fundamental para auxiliar a gestão ambiental de territórios
perante as mais diversas atividades desenvolvidas pelo homem na natureza (BÓS,
36
2007). A confiança nos mapas temáticos, que se podem elaborar na análise dos vários
métodos, estará assegurada, desde que fiquem claras, ao utilizador, as limitações
associadas ao método utilizado (FOSTER et al., 1998) e como já referido a seleção do
método baseia-se nos objetivos do estudo e na disponibilidade de dados. A Tabela 1
resume alguns dos principais métodos para determinação da vulnerabilidade à
poluição de aquíferos e águas subterrâneas.
Tabela 1 – Principais métodos para determinação da vulnerabilidade à poluição de aquíferos e águas subterrâneas
MÉTODO AVALIAÇÃO DE
PARÂMETROS DA ANÁLISE REFERÊNCIAS
DRASTIC
Vulnerabilidade Geral
. D - Profundidade do topo do aquífero
. R - Recarga
. A - Material do aquífero
. S - Tipo de solo
. T - Topografia
. I - Impacto no aquífero da zona não saturada . C - Condutividade hidráulica
ALLER et al. (1985)
DRASTIC PESTICIDE
Vulnerabilidade Geral
. D - Profundidade do topo do aquífero
. R - Recarga
. A - Material do aquífero
. S - Tipo de solo
. T - Topografia
. I - Impacto no aquífero da zona não saturada . C - Condutividade hidráulica
ALLER et al. (1985)
IS Vulnerabilidade
Geral
. D - Profundidade do topo do aquífero
. R - Recarga
. A - Tipo de aquífero
. T - Topografia
. LU – Ocupação do solo
FRANCÉS et al. (2001); PARALTA et al. (2001); RIBEIRO (2005)
GOD Vulnerabilidade Geral
. G – Ocorrência de água subterrânea
. O – Litologia da zona não saturada
. D – Profundidade da água subterrânea
FOSTER; HIRATA (1988)
SINTACS Vulnerabilidade
Geral
. S - Profundidade do topo do aquífero
. I - Recarga
. N - Impacto no aquífero da zona não saturada . T - Tipo de solo . A – Material do Aquífero . C - Condutividade hidráulica . S - Topografia
CIVITA et al. (1990)
EPPNA Vulnerabilidade
Geral
Características litológicas e Hidrogeológicas do sistema aquífero
PLANO NACIONAL DA ÁGUA (1998) ARTUSO et al., 2004)
AVI Vulnerabilidade
Geral
. Ej – espessura de cada camada j acima do aquífero superior . Kj – Condutividade hidráulica estimada em cada camada
VAN STEMPVOORT (1993)
EKv Vulnerabilidade
Geral
. E – Profundidade da superfície freática
. Kv – Condutividade vertical da zona não-saturada
AUGE (2004)
37
MÉTODO AVALIAÇÃO DE
PARÂMETROS DA ANÁLISE REFERÊNCIAS
EPIK Vulnerabilidade Geral
. E – Epicarso (zona carstificada próxima a superfície); . P - Cobertura de protecção . I - Condições de infiltração . K - Grau de desenvolvimento da rede cársica
DOERFLIGER; ZWAHLEN (1997)
VULFRAC Vulnerabilidade
Geral
. Espessura da zona não saturada
. Tipo de composição do material
. Densidade da zona não saturada
. Conectividade
. Abertura das fraturas.
(FERNANDES, 2003)
GROUNDWATER
VULNERABILITY MAP
FOR NITRATE
Potencial de lixiviação de
nitrato
. Tipo de solo
. Características hidráulicas
. Litologia do aquífero
CARTER et al. (1987)
LANDFILL SITE
RANKING
Aterros sanitários
. Distância aterro/poço
. Gradiente, de permeabilidade
. Capacidade de atenuação
LE GRAND (1983)
POLUIÇÃO DOS
LENÇÓIS AQUÍFEROS
Vulnerabilidade Geral
. Geologia (litologia e estrutura) TALTASSE et al. (1972)
SITE RANKING
METHODOLOGY
Disposição de resíduos sólidos
e líquidos e novas
indústrias. Avaliação de
perigo.
. Recetor-população
. Uso da água
. Uso local
. Degradação ambiental
. Caminhos
. Nível e tipo de contaminação
. Profundidade do nível de água
. Pluviometria
. Permeabilidade do solo
. Característica do resíduo – toxicidade e persistência . Prática de manuseamento - aspectos operacionais e construtivos.
KULFS et al. (1980)
WASTE-SOIL INTERACTION
MATRIX
Disposição de resíduos sólidos
e líquidos
. Efeitos na saúde
. Característica do produto químico
. Comportamento do produto
. Capacidade de atenuação do solo
. Hidrogeologia característica do local.
PHILIPS et al. (1977)
SITE RANKING SYSTEM
Disposição de produtos químicos
. Solo
. Característica hidráulica
. Sorção e tamponamento químico
. Hidrodinâmica do aquífero
. Ar
. População próxima
HARGERTY et al. (1973)
SURFACE IMPOUNDME
NT ASSESSMENT
Disposição de águas servidas
. Zona não-saturada
. Importância do recurso
. Qualidade de águas subterrâneas
. Periculosidade do material.
LE GRAND (1964)
38
3.2.1 Método DRASTIC
Apoiado pela Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos, Aller e seus co-
autores desenvolveram, em 1987, o método DRASTIC. A principal finalidade deste
método é estimar a vulnerabilidade intrínseca da água subterrânea. Este modelo foi
desenvolvido para avaliar áreas superiores a 0,4 Km².
O método DRASTIC foi aplicado pela primeira vez em Portugal, à escala nacional,
por Lobo Ferreira e Oliveira (1993), a que se seguiram outros trabalhos de cartografia
automática da vulnerabilidade de aquíferos (OLIVEIRA et al., 1997).
O índice DRASTIC, corresponde à média ponderada de valores referentes aos
seguintes sete parâmetros ou indicadores hidrogeológicos (Figura 6):
1 - Profundidade do topo do aquífero (Depth to the water table)
2 - Recarga do aquífero (Net Recharge)
3 - Material do aquífero (Aquifer material)
4 - Tipo de solo (Soil type)
5 - Topografia (Topography)
6 - Impacto da zona não-saturada (Impact of the unsaturated zone)
7 - Condutividade hidráulica do aquífero (Hydraulic Conductivity)
(O nome DRASTIC resulta da junção das letras a negrito, dos parâmetros, em
inglês).
Figura 6 – Parâmetro incorporado no método DRASTIC (OLIVEIRA et al., 1997).
39
Cada um dos sete parâmetros DRASTIC, foi dividido quer em escalas, quer em tipos
de meio significativos que regulam o potencial de poluição. Atribuem-se valores de 1
a 10 a cada parâmetro, em função das condições locais, em que valores elevados
correspondem a uma maior vulnerabilidade, sendo que os valores a atribuir obtêm-se
de tabelas que consideram a correspondência entre as características hidrogeológicas
locais e o respetivo parâmetro.
O índice DRASTIC é calculado, multiplicando o valor atribuído ao parâmetro pelo
seu peso, cada parâmetro tem um peso pré-determinado que mostra a sua
importância na quantificação da vulnerabilidade. Os parâmetros mais importantes
têm um peso de 5, os menos importantes, um peso de 1 (Tabela 2).
Tabela 2 – Peso de cada parâmetro do método DRASTIC (Fonte: ALLER et al., 1987) Parâmetro D R A S T I C
Peso 5 4 3 2 1 5 3
Assim, o índice de vulnerabilidade DRASTIC obtém-se através da seguinte
expressão:
DRASTIC = Dp x Di + Rp x Ri + Ap x Ai + Sp x Si + Tp x Ti + Ip x Ii + Cp x Ci (Equação 8)
onde i é o índice atribuído ao elemento em causa e p é o seu peso.
O valor DRASTIC mínimo possível é 23 e o valor máximo possível 226. Contudo,
valores dessa ordem de grandeza são raros, situando-se geralmente entre os 50 e os
200 (LOBO-FERREIRA, 1995).
Tabela 3 – Classes de vulnerabilidade (Fonte: ALLER ET AL., 1987) Baixa Intermédia Elevada Muito Elevada
23-120 121-160 161-200 201-226
3.2.2 Método DRASTIC PESTICIDE
Este método surge do índice DRASTIC, em que são usados os mesmos parâmetros,
modificando apenas os fatores de ponderação atribuídos aos parâmetros DRASTIC,
considerando os processos de atenuação dos pesticidas nos solos e na zona vadosa
(tabela 4).
40
Tabela 4 – Peso de cada parâmetro do método DRASTIC PESTICIDE (Fonte: ALLER et al., 1987)
Parâmetro D R A S T I C
Peso 5 4 3 5 3 4 2
O índice DRASTIC PESTICIDE varia entre 26 e 256, sendo os valores mais altos
indicadores de uma vulnerabilidade maior (Tabela 5).
Tabela 5 – Classes de vulnerabilidade (Fonte: ALLER ET AL., 1987) Baixa Intermédia Elevada Muito Elevada
26-120 121-160 161-200 201-256
3.2.3 Método IS
O Índice de Suscetibilidade (IS), foi inicialmente testado no Projeto ERHSA –
Estudo dos recursos hídricos Subterrâneos do Alentejo (FRANCÉS et al., 2001) e
inspira-se no método DRASTIC, sendo calculado a partir da soma ponderada de
alguns parâmetros comuns (D - Profundidade do nível freático, R - Taxa anual de
recarga, A - Natureza litológica do aquífero e T –Topografia), acrescentando o
parâmetro tipo de ocupação de solo (LU, da palavra inglesa "land use"):
Ambos os métodos foram desenvolvidos com o propósito de avaliar, de uma forma
rápida, a vulnerabilidade de uma área, calculando uma soma ponderada de vários
parâmetros, baseados no seu enquadramento hidrogeológico.
O índice de suscetibilidade não se baseia na vulnerabilidade intrínseca, isto é,
unicamente nas condições naturais, tendo sido desenvolvido com a finalidade de
avaliar a vulnerabilidade específica, definida pelos impactos potenciais do uso
específico dos solos e dos contaminantes associados a esse uso.
Os pesos atribuídos a cada parâmetro foram modificados em relação ao método
DRASTIC (Tabela 6), depois da consulta de técnicos e especialistas em
Hidrogeologia.
Tabela 6 – Fator de ponderação (Fonte: FRANCÉS et al., 2001) Parâmetro D R A T LU
Fator de ponderação 0,186 0,212 0,259 0,121 0,222
41
Assim, o índice de suscetibilidade (IS) varia entre 0 e 100 (Tabela 7).
Tabela 7 – Classes de vulnerabilidade do índice IS (Fonte: FRANCÉS et al., 2001) Índice SI Vulnerabilidade
86 – 100 Muito Elevada
66 – 85 Elevada
46 – 65 Intermédia
0 - 45 Baixa
3.2.4 Método SINTACS
O método SINTACS, desenvolvido por CIVITA et al., (1990), citado no trabalho de
ARTUSO et al., (2004), na Itália, também deriva do método DRASTIC e surge devido
às diversas características hidrogeológicas da Itália, e à necessidade de desenvolver
mapas de vulnerabilidade com mais detalhe. As variáveis utilizadas são as mesmas,
com exceção da recarga (R) que foi substituída pela infiltração (I), o que não as
distingue, já que ambas avaliam a disponibilidade de água para processos de dispersão
e diluição no aquífero. Assim os fatores que este método considera são:
• S – (Soggiocenza) Profundidade da água subterrânea
• I – (Infiltrazione) Infiltração
• N – (Non saturo) Zona não saturada
• T – (Tipologia della copertura) Tipo de solo
• A – (Aquífero) Litologia do aquífero
• C – (Conducibilità idraulica dell’acquifero;) Condutividade hidráulica
• S – (Superficie topográfica) Declive
O SINTACS atribui a cada parâmetro um valor de 1 a 10. O resultado final é um
índice de vulnerabilidade que resulta no somatório dos sete parâmetros, cada um
multiplicado pelo respetivo peso (Tabela 8).
Tabela 8 – Peso de cada parâmetro do método SINTACS (Fonte: LOBO FERREIRA &
OLIVEIRA, 2003) Parâmetr S I N T A C S Peso 22 8 1 9,8 17,7 18,6 11,9
42
Assim o índice de vulnerabilidade SINTACS pode ser calculado através da seguinte
expressão:
SINTACS = Sp x Si + Ip x Ii + Np x Ni + Tp x Ti + Ap x Ai + Cp x Ci + Sp x Si (Equação 9)
onde i é o índice atribuído ao elemento em causa e p é o seu peso. O peso de cada
parâmetro reflete a sua importância relativa.
3.2.5 Método GOD
O método GOD foi desenvolvido, em 1987, por Foster. Esta metodologia é bastante
utilizada sendo a sua principal vantagem a simplicidade pois utiliza apenas três
parâmetros. Daqui a sua importância, principalmente, quando não se têm dados
relativos às informações geológicas e hidrogeológicas da região de estudo. Este
método analisa a vulnerabilidade intrínseca do aquífero como medida da
suscetibilidade das águas subterrâneas, em relação aos processos de contaminação,
não tendo em consideração o tipo de poluente.
Segundo FOSTER et al., (2006), o método GOD tem em conta os três fatores
seguintes:
• G – o confinamento hidráulico da água subterrânea no aquífero
(Groundwater hydraulic confinment);
• O – os estratos de cobertura (zona não saturada ou camada confinada), em
termos das características hidrogeológicas e do grau de consolidação que
estabelecem a sua aptidão de atenuação do poluente (Overlaying strata);
• D – profundidade ou distância do nível da água subterrânea (Depth to
groundwater table).
A determinação do índice de vulnerabilidade GOD compreende uma sequência de
fases concretas, como se esquematiza na Figura 7 (FOSTER et al., 2006).
43
Figura 7 – Sistema de avaliação do índice de vulnerabilidade natural dos aquíferos pelo
método GOD (Fonte: FOSTER et al., 2006)
Assim obtém-se o índice de vulnerabilidade, através da multiplicação dos resultados
adquiridos nas três fases, ou seja, multiplica-se o valor do Grau de confinamento
com o valor da Ocorrência do substrato litológico e com o valor da Distância do
nível da água subterrânea (G x O x D).
Os resultados obtidos correspondem às classes de vulnerabilidade natural que os
recursos hídricos subterrâneos apresentam ao serem afetados por uma carga
poluente.
3.2.6 Método EPPNA
O método EPPNA é uma metodologia de análise da vulnerabilidade à poluição
baseada no critério litológico dos aquíferos ou das formações hidrogeológicas
indiferenciadas.
A cartografia da vulnerabilidade à poluição, utilizando o método EPPNA, foi
desenvolvida pela Equipa de Projeto do Plano Nacional da Água, versão de Outubro
44
de 1998 na elaboração do documento “ Informação Cartográfica dos Planos de
Bacia. Sistematização das Figuras e Cartas a Imprimir em Papel”.
Este método considera oito classes de vulnerabilidade que se descrevem na Tabela 9.
Tabela 9 – Classes de vulnerabilidade segundo critérios litológicos (EPPNA, 1998) Classe Tipo de Aquífero Vulnerabilidade
V1 Aquíferos em rochas carbonatadas de elevada carsificação Alta V2 Aquíferos em rochas carbonatadas de carsificação média a alta Média a Alta V3 Aquíferos em sedimentos não consolidados com ligação hidráulica com
a água superficial Alta
V4 Aquíferos em sedimentos não consolidados sem ligação hidráulica com a água superficial
Média
V5 Aquíferos em rochas carbonatadas Média a Baixa V6 Aquíferos em rochas fissuradas Baixa a Variável V7 Aquíferos em sedimentos consolidados Baixa V8 Inexistência de aquíferos Muito Baixa
Este método tem como vantagem a possibilidade de integrar o conhecimento de
inúmeras variáveis hidrogeológicas e do comportamento das principais formações,
para produzir classes de vulnerabilidade correspondentes a um determinado nível de
risco (RIBEIRO, 2001).
3.2.7 Método AVI
O índice de vulnerabilidade de aquífero (Aquifer Vulnerability Index) foi proposto
por Stempvoort et al. (1993) e desenvolvido pelo National Hydrology Research
Institute (NHRI), no Canadá.
Este método permite quantificar a vulnerabilidade das águas subterrâneas de uma
forma simples e célere, uma vez que utiliza simplesmente como variáveis a
condutividade hidráulica e a espessura das camadas sedimentares que se encontram
acima dos aquíferos” (BRACHO et al., 2004).
Este índice é adequado para quantificar a vulnerabilidade em sistemas multicamada,
compostos por sucessivos aquitardos, mas pode, por simplificação, ser aplicado a um
sistema freático, admitindo apenas uma camada (espessura da zona vadosa).
Este método apresenta algumas limitações por utilizar apenas duas variáveis e não
considerar outras características da zona, no entanto, para aquíferos de natureza
45
sedimentar, rasos, com poucas informações hidrogeológicas, pode perfeitamente ser
utilizado.
Este método já foi aplicado em Portugal, mais propriamente em Évora, no sistema
aquífero Évora-Montemor-Cuba (ARTUSO et al., 2004).
3.2.8 Índice EKv
O método EKv foi desenvolvido por Auge em 1995. Consiste na avaliação de
aquíferos livres, fundamentada na profundidade do nível freático (E) e na
permeabilidade vertical da zona não saturada (Kv). Para ambos os parâmetros, os
índices variam de 1 (menos vulnerável) a 5 (mais vulnerável).
O índice EKv é determinado pela soma dos dois parâmetros referidos anteriormente
(E+Kv) e é classificado de acordo com os critérios da tabela 10.
Tabela 10 – Classes de Vulnerabilidade do Índice EKv (Fonte AUGE, 2004) Classe Vulnerabilidade
1 Muito Baixa 2 – 4 Baixa 5 – 7 Média 8 – 10 Alta
3.2.9 Método EPIK
O método EPIK foi executado exclusivamente para avaliar a vulnerabilidade das
águas subterrâneas em aquíferos cársicos. Este método foi desenvolvido por
DOERFLIGER E ZWAHLEN (1997). O índice é construído com base nos seguintes 4
parâmetros:
• E - Epicarso
• P - Cobertura de proteção
• I - Condições de infiltração
• K - Grau de desenvolvimento da rede cársica
A cada parâmetro é atribuído um valor segundo uma classificação em que se toma
em conta o impacto potencial da poluição. Após a classificação dos vários
46
parâmetros (E, P, I, K) é efetuada a soma ponderada de acordo com a equação 7,
para o cálculo do índice.
F = 3 x Ei + Pj + 3 x Ik + 2 x Kl (equação 7)
O fator de proteção pode ocupar valores de 9 a 34. Os graus de vulnerabilidade são
atribuídos de acordo com a divisão de classes apresentadas na tabela 11. Para efeitos
de delimitação das áreas mais vulneráveis à poluição dos aquíferos cársicos devem-se
considerar os valores de EPIK correspondentes às classes de vulnerabilidade muito
alta a alta.
Tabela 11 – Índice EPIK e classes de vulnerabilidade Índice EPIK Vulnerabilidade
≤19 Muito Alta 19 <F <25 Alta
> 25 Moderada a Baixa
3.2.10 Método VULFRAC
O método VULFRAC foi proposto por Fernandes, com o objetivo de avaliar a
vulnerabilidade em meios hidrogeológicos fraturados, com base no método HTD
(Homogeneous Tectonic Domain) para determinar a influência dos aspetos
tectónicos nas produtividades de captações em rochas de baixa permeabilidade
(FERNANDES, 2003).
Este método assume que o fluxo de contaminante na zona não saturada pode ser
controlado pelas fraturas principalmente nos períodos de recarga, ou induzido por
sobrecarga hidráulica associada à atividade poluente.
A vulnerabilidade será influenciada por 3 propriedades da zona não saturada:
• A espessura,
• O tipo de composição e a densidade do material,
• A conectividade e a abertura das fraturas.
Os 2 primeiros fatores regulam a capacidade de atenuação da zona não saturada, já o
último controla a acessibilidade hidráulica dos contaminantes à zona saturada.
Da combinação dos três fatores resultam três classes de fraturação:
47
• Classe 1 – Áreas caracterizadas por terem densidade baixa de alinhamentos,
reduzido número de intersecções e baixo número de fraturas abertas
• Classe 2 – Áreas caracterizadas por terem densidade mediana de
alinhamentos e do número de intersecções, mas com maior quantidade de
fraturas abertas.
• Classe 3 – Áreas caracterizadas por terem densidade elevada de alinhamentos
que coincidem com áreas onde ocorrem grande quantidade de intersecções, e
grande quantidade de fraturas abertas.
Deste modo, analisando conjuntamente as 3 propriedades, podem então determinar-
se classes de vulnerabilidade VULFRAC, segundo a matriz apresentada na Tabela 12.
Tabela 12 – Classes de vulnerabilidade VULFRAC Natureza da Zona Não Saturada Fracturação Gneisse Granito Classe 1 Baixa Moderada/Alta Moderada/Baixa Moderada/Alta Classe 2 Moderada/Baixa Alta Moderada/Alta Alta Classe 3 Moderada/Alta Alta Alta Alta >10 m <10 m >10 m <10 m Profundidade do Nível Freático
48
4 – ENQUADRAMENTO GEOGRÁFICO E
CARACTERIZAÇÃO BIOFÍSICA DA ÁREA DE ESTUDO
4.1 Caracterização da Área de Estudo
Neste capítulo descreve-se a área de estudo e apresentam-se as características gerais
da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste.
A caraterização da área de estudo, foi elaborada com base na informação
disponibilizada pela Administração da Região Hidrográfica do Tejo, no respeitante
aos limites geográficos e administrativos, bem como aos aproveitamentos hidráulicos.
O ponto referente à delimitação do domínio hídrico teve como base de trabalho a
legislação em vigor, bem como o Plano de Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
(Síntese para Consulta Pública) elaborado em 2011 e o Plano Nacional da Água
(PNA) elaborado em 2001.
4.1.1 Enquadramento Geográfico e Administrativo
A Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste (Figura 8) está agregada na região
Hidrográfica do Vouga, Mondego, Lis e Ribeiras do Oeste – Região Hidrográfica 4 –
definida pelo Decreto-Lei n.º 347/2007, de 19 de Outubro, correspondendo-lhe uma
área em terra de 2412 km2, que corresponde a 17% da região Hidrográfica
supramencionada. Considerando o plano de água das massas de água costeiras, a área
é de 2798 km2. A Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste constitui uma estreita
faixa, com cerca de 120 km de extensão, que apresentando uma orientação de NNE-
SSW e uma largura máxima da ordem dos 35 km. A Bacia Hidrográfica das Ribeiras
do Oeste confina com a Região Hidrográfica do Tejo, a Este, e com a Bacia
Hidrográfica do Lis, a Norte e Nordeste. O alinhamento montanhoso das Serras de
Candeeiros e de Montejunto, estendida para Sul pelas elevações de Malveira, da
Carregueira e pelo extremo nascente da Serra de Sintra, faz a separação de águas
(linha da cumeada) entre a Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste e a Região
Hidrográfica do Tejo. A separação com a Bacia do Rio Lis não é tão marcada em
termos fisiográficos.
49
A Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste engloba 17 concelhos, dos quais 5
concelhos (Bombarral, Lourinhã, Nazaré, Óbidos e Peniche) têm a totalidade do seu
território integrada na área da Bacia Hidrográfica e 12 concelhos parcialmente, dos
quais se constata o seguinte:
• 3 Concelhos (Caldas da Rainha, Cascais e Torres Vedras) possuem mais de
90% da sua área abrangida por esta Bacia;
• 4 Concelhos (Alcobaça, Cadaval, Mafra e Sintra) possuem entre 73% a 86%
da sua área abrangida;
• 2 Concelhos (Porto de Mós e Sobral de Monte Agraço) possuem entre 23% a
49% da sua área abrangida;
• 3 Concelhos (Alenquer, Leiria e Marinha Grande) possuem menos de 5% da
sua área abrangida.
Figura 8 – Enquadramento Geográfico da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
50
4.1.2 Caraterização Hidrográfica e Hidrológica
À Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, encontram-se associadas as massas de
água costeiras, compreendidas entre a zona Sul da Praia da Vieira, na Marinha
Grande, o Cabo Raso e ainda a Lagoa de Óbidos.
A área total da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste engloba 8 Bacias, com áreas
superiores a 70 km2. Estas Bacias correspondem às 7 Bacias Hidrográficas das
principais linhas de água, a que acresce uma Bacia correspondente à área sobrante
que integra as pequenas linhas de água que drenam diretamente para o Oceano
Atlântico (Figura 9).
As principais linhas de água das 8 Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste são, de
Norte para Sul, os rios Alcobaça, Tornada, Arnóia, São Domingos, Alcabrichel,
Sizandro, Lisandro e ainda as Ribeiras Costeiras do Oeste, fora das áreas das Bacias
principais, sendo constituída na sua maioria por pequenos cursos de água costeiros,
de carácter sazonal.
Figura 9 – Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste
51
Pode-se caraterizar a rede Hidrográfica da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
como relativamente densa e de traçado irregular. Verifica-se uma orientação
preferencial genérica dos eixos principais, de Nordeste para Sudoeste, no entanto,
também ocorrem casos em que o traçado é regular de orientação Este para Oeste.
A Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste encontra-se delimitada por 40 massas de
água superficiais, distribuídas pelas seguintes categorias: 36 massas de água rios e 4
massas de água costeiras.
Relativamente às águas subterrâneas, existem na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do
Oeste 11 massas de água, das quais apenas oito se encontram afetas a estas Bacias
Hidrográficas. Existem três massas de água subterrâneas, parcialmente localizadas na
área das Bacias das Ribeiras do Oeste e integradas também noutras Bacias, é o caso
de Pisões – Atrozela e Bacia do Tejo – Sado / Margem Direita, que também se
estendem pela Bacia Hidrográfica do Tejo e o caso de Vieira de Leiria – Marinha
Grande, que se estende pela Bacia Hidrográfica do Lis (Figura 10).
Figura 10 – Massas de Água Subterrânea da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
Da caracterização anteriormente exposta, relativa às massas de água, é de salientar
que no extremo Nordeste das Bacias Hidrográficas existe uma massa de água que
52
requer uma análise distinta, dada a sua especificidade, a massa de água Maciço
Calcário Estremenho. Esta massa de água subterrânea, corresponde a um maciço
calcário que forma um aquífero importante, no qual a água tem processos rápidos de
infiltração e circula em galerias subterrâneas formadas pela dissolução da rocha,
sendo característica a existência de inúmeros algares, ao contrário da área situada à
superfície deste maciço calcário, caracterizada pela quase ausência de cursos de água.
4.1.3 Caraterização Geológica e Hidrogeológica
Na análise geológica privilegiou-se a caracterização em termos litológicos, presentes
na base de dados, da Carta Litológica, editada no Atlas do Ambiente Digital (Figura
11).
Figura 11 – Geologia na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
A área das Bacias do Oeste constitui uma parte importante da Orla Ceno-Mesozóica
ocidental, uma das unidades estruturais em que se decompõe o território continental
português.
53
Existem diferentes litótipos na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste. Do
Jurássico-Triásico, aflora a formação, designada por Grés de Silves que é constituída,
basicamente, por arenitos e conglomerados de cor avermelhada e termina com um
complexo argilo-margoso, designado por formação das Margas.
Do período Jurássico, merecem referência as formações, de natureza calco-margosa,
constituídas por dolomias, calcários dolomíticos, calcários compactos, calcários
margosos, margas e ainda conglomerados e arenitos.
No Terciário (ou Cenozóico), pontificam os depósitos em ambiente continental,
argilosos e argilo-gresosos, de cor vermelha e os depósitos pliocénicos arenosos. Do
Quaternário conservam-se terraços, como testemunhos plistocénicos, e mais
recentes, do Holocénico, conservam-se dunas, areias de praia e depósitos de aluvião.
As Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste incluem 2 unidades hidrogeológicas,
designadamente a Orla Ocidental e a Bacia do Tejo-Sado, constituídas por 11 massas
de água subterrâneas. A Tabela 13 identifica as massas de água subterrâneas, as suas
áreas e o respetivo meio hidrogeológico.
Tabela 13 – Caraterísticas hidrogeológicas das massas de água subterrâneas abrangidas pelas Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste (Fonte: ARH DO TEJO, 2011)
Código da massa de
Água Designação da massa de água
Meio Hidrogeológico
Área Total (Km2)
Área incluida nas Bacias
Hidrográficas das Ribeiras do
Oeste (km2)
O04RH4
Orla Ocidental
Indiferenciado das
Bacias das Ribeiras do
Oeste
Lagoa de Óbidos: Complexo gresoso de Olhos Amarelos e Pousio da Galeota e Gansaria
Poroso
1801,41 1801,41
Pataias: Calcários do Dogger Cársico Vale de Lobos: Arenitos de Vale de Lobos (Cretácico inferior)
Poroso
Pero Pinheiro: Camadas com Neolobites e Calcários com Rudistas (Cretácico superior)
Cársico
Montejunto: Calcários do Batoniano-Bajociano; Formações do Caloviano; Camadas de Montejunto; Camadas de Cabaços (Oxfordiano); Calcários de Ota e Monte Redondo; Calcários Corálicos do Amaral; Camadas de Abadia (Kimmeridgiano)
Poroso
O12
Vieira de Leiria–
Marinha Grande
Areias de Duna (Recente), Depósitos Plioplistocénicos Indiferenciados, Depósitos Miocénicos, Arenitos do Cretácico Inferior
Poroso 320,5 132,8
54
Código da massa de
Água Designação da massa de água
Meio Hidrogeológico
Área Total (Km2)
Área incluida nas Bacias
Hidrográficas das Ribeiras do
Oeste (km2)
O18 Maceira Calcários (Jurássico Inferior a Médio) Cársico 5,1 1,8
O19 Alpedriz
Complexo Gresoso de Cós-Juncal (Cretácico Inferior) e Formações Carbonatadas (Cretácico Superior)
Poroso 92,5 70,3
O20 Maciço Calcário
Estremenho
Formações Carbonatadas do Dogger e do Malm Cársico 767,6 118.6
O23 Paço Bacia do Tejo–Sado / Margem Direitab) Poroso 6,39 6,39
O24 Cesareda
Camadas de Cabaços e de Montejunto (Jurássico Superior), Calcários (Jurássico Médio)
Cársico 16,82 16,82
O25 Torres Vedras
Formação de Torres Vedras (Cretácico Inferior) Poroso 79,83 79,83
O28 Pisões –Atrozela
Margo-calcários Xistosos, Calcários Nodulares de Farta Pão (Jurássico Superior); Calcários e Margas com A. Lusitanica, M. Purbeckensis e Trocholina incluindo os níveis de Calcários Amarelo-Nanquim -(Cretácico Inferior)
Cársico 22,1 2,7
O33 Caldas da Rainha – Nazaré
Areias Marinhas Fossilíferas e Areias Continentais (Pliocénico Superior)
Poroso 166,04 166,04
T1
Bacia do Tejo –Sado /Margem
Direita
Arenitos de Ota (Miocénico); Calcários de Almoster (Miocénico)
Poroso 1629,0 0,3
4.1.4 Caraterização Climática
A caraterização climática na extensão da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste,
será efetuada apenas com base nos valores médios de precipitação e temperatura,
calculados no período de referência 1961-1990 (Tabela 14), associados a 17 estações
meteorológicas da rede do Instituto de Meteorologia, I.P. (IM).
Tabela 14 - Valores médios de precipitação e temperatura (1961-1990), nas 17 estações meteorológicas do IM (Fonte: ARH DO TEJO, 2011)
Estação Climatológica
Coordenadas Altitude (m)
Precipitação média Temperatura média anual
(ºC) M P Anual (mm)
Máximo Diário (mm)
S. Pedro de Moel (E121) -77274,2 9328,2 40,0 678,0 62,0 14,3
Alcobaça (E126) -71801,6 -16634,6 38,0 833,8 56,0 15,0
Rio Maior (E130) -69099,7 -35165,4 69,0 871,6 99,3 15,0
Santarém/Esc. Agrícola (E132) -49028,7 -46112,5 54,0 714,8 104,5 15,9
Vimeiro (E136) -103826,0 -53288,4 10,0 682,1 80,0 14,9
55
Estação Climatológica
Coordenadas Altitude (m)
Precipitação média Temperatura média anual
(ºC) M P Anual (mm)
Máximo Diário (mm)
Dois Portos (E139) -91058,1 -70102,6 110,0 699,9 130,0 15,1
Colares/Sarrazola (E148) -114523,2 -95708,0 55,0 754,5 170,0 15,2
Cabo da Roca (E150) -118895,1 -97493,9 142,0 523,6 149,0 14,9
Lisboa/Tapada da Ajuda (E162) -91484,2 -107109,0 37,0 706,7 112,5 16,3
Lavradio (E166) -79902,0 -109084,1 6,0 588,1 68,3 16,5
Setúbal (E170) -65415,8 -125729 35,0 734,5 97,5 16,1
Cabo Carvoeiro (E530) -109327,8 -34704,3 32,0 606,1 106,5 15,1
Sintra/Granja/Base Aérea (E532) -104339,2 -92146,9 134,0 818,4 143,2 14,7
Montijo/Base Aérea (E534) -79884,0 -107234,1 14,0 574,8 80,9 16,3
Lisboa/Portela (E536) -87033,1 -97906,9 103,0 685,9 115,4 16,2
Ota/Base Aérea (E539) -73653,0 -61031,4 40,0 657,1 163,0 16,1
Monte Real/Base Aérea (E540) -60045,2 20278,1 18,0 806,4 72,2 14,7
Após uma breve análise dos dados climáticos, verifica-se que a temperatura média
anual, na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, varia entre 14,3°C (nas zonas
mais a Norte, junto à costa atlântica) e 16,9°C (na zona próxima do estuário do Rio
Tejo). Já no que se refere à precipitação anual, esta situa-se entre os 871 mm (na zona
próxima de Rio Maior) e os 524 mm (obtidos na zona costeira – estação de Cabo da
Roca).
4.1.5 Caraterização dos Solos
4.1.5.1 Solos
Esta secção tem como objetivo, caracterizar os solos e identificar e cartografar as
unidades pedológicas presentes na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, de
acordo com a carta dos solos, publicada pelo Atlas do Ambiente, à escala 1:1 000
000.
As unidades pedológicas utilizadas neste estudo apresentam-se segundo o esquema
da FAO para a Carta de Solos da Europa (Figura 12).
56
Figura 12 – Tipos de Solos na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
Os solos existentes na região da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, são por
ordem decrescente de área ocupada Cambissolos, Luvissolos, Podzóis, Regossolos,
Fluvissolos, Vertissolos e Solonchaks, sendo que os primeiros três tipos representam,
aproximadamente, 97% da área da Bacia Hidrográfica.
Os cambissolos são solos pouco evoluídos, formados a partir de rochas não calcárias.
Apresentam uma textura grosseira, acentuada acumulação de matéria orgânica, sendo
que esta imprime ao solo as suas propriedades mais importantes. Este tipo de solo,
predominante nesta região, está localizado um pouco por toda a Bacia,
principalmente na área central. Os cambissolos presentes na Bacia Hidrográfica das
Ribeiras do Oeste podem ser ainda subdivididos em crómicos, cálcicos, eutricos e
húmicos.
Os Podzóis encontram-se localizados principalmente a Noroeste da região, sendo
representados pelos Podzóis órticos. A presença de Podzóis na região, está associada
a formações sedimentares de aluviões, areias, calhaus rolados, arenitos pouco
consolidados, argilas, dunas e areias eólicas.
57
Os Luvissolos, apresentam-se como Luvissolos órticos e rodocrómicos cálcicos. Os
Luvissolos rodocrómicos cálcicos, localizam-se predominantemente em manchas a
nordeste da região, enquanto os Luvissolos órticos estão presentes na zona central da
região da Bacia. Apresentam-se sobre formações sedimentares do Jurássico e do
Cretácico.
Os Fluvissolos são solos incipientes, em que a acumulação da matéria orgânica à
superfície nunca é muito grande devido ao bom arejamento da camada, o que
promove rapidamente a mineralização. Os Fluvissolos estão localizados no limite
entre os concelhos da Nazaré e Alcobaça, nas zonas de aluvião do rio Alcoa.
Os Regossolos, classificados como Regossolos êutricos, têm como características
mais representativas a toalha freática, a menos de um metro de profundidade a maior
parte do ano e topografia natural ou artificialmente plana. Apresentam-se,
predominantemente, no concelho de Sintra e no concelho de Torres Vedras
Os Vertissolos, representados pelos Vertissolos crómicos, estão localizados também
no concelho de Sintra.
Os Solonchaks, mais propriamente os Solonchaks gleizados, encontram-se nas
margens nordestes da Lagoa de Óbidos.
4.1.5.2 Ocupação do Solo
Relativamente à ocupação do solo, foi analisada a carta CORINE Land Cover (CLC)
2006, que permitiu identificar e caraterizar os usos e ocupações do solo de cada
bacia, naquele ano. A análise foi efetuada recorrendo apenas a cinco classes que
correspondem às classes de nível 1, da Nomenclatura CORINE Land Cover (Figura
13).
58
Figura 13 – Ocupação do Solo na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
Desta forma, concluiu-se que a ocupação do solo, ao nível da Bacia Hidrográfica das
Ribeiras do Oeste, realizada com base na CLC 2006, revela um predomínio das áreas
agrícolas e agroflorestais, o que representam aproximadamente 58% da sua área total.
As áreas afetas a florestas e meios naturais e seminaturais constituem a segunda classe
mais representativa com 32%. As zonas onde os territórios artificializados têm maior
preponderância, estão geograficamente mais próximas da área metropolitana de
Lisboa e da faixa litoral, o que revela a influência da área metropolitana na dinâmica
territorial dos municípios abrangidos pela Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste.
4.1.6 Caraterização Topográfica
Para efetuar a caraterização topográfica da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste,
efetuou-se um Modelo Digital do Terreno (MDT), recorrendo à informação base
(curvas de nível, pontos cotados e rede hidrográfica), extraída das cartas militares do
IgeoE, à escala 1:25000, que foram rasterizadas, georreferenciadas e vetorizadas.
59
Assim, obtiveram-se as altitudes (através do TIN), que permitiu obter os declives da
região, utilizando as propriedades da ferramenta 3D Analyst Tools do Arcgis 10.
A Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste em termos altimétricos, varia entre os 0
m e os 600 m, (Figura 14), contendo declives entre os 0% e cerca de 25% (Figura 20).
Desfruta de um relevo relativamente acidentado nas suas encostas, do tipo de
montanha de altitude média. Nas zonas mais próximas do litoral os terrenos são
pouco acidentados.
Figura 14 – Modelo Digital da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
60
Figura 15 – Carta de Declives na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste
61
5 – AVALIAÇÃO DA VULNERABILIDADE À POLUIÇÃO NA
BACIA HIDROGRÁFICA DAS RIBEIRAS DO OESTE
5.1 Determinação do Índice de Vulnerabilidade à Poluição
Para avaliar a vulnerabilidade das águas subterrâneas, utiliza-se neste trabalho, vários
métodos já anteriormente descritos. De seguida apresentam-se os procedimentos
usados para a caraterização de cada parâmetro e determinação do mapa temático, que
representa o índice de vulnerabilidade para cada método: DRASTIC, DRASTIC
PESTICIDE, IS, GOD e EPPNA.
A realização das operações espaciais foi efetuada recorrendo ao ArcMap 10 do
software ArcGIS 10 da ESRI.
5.1.1 Método DRASTIC
5.1.1.1 Parâmetro D – Profundidade do Topo do Aquífero
A profundidade do topo do aquífero (D) é definida como a distância vertical que um
determinado poluente tem de percorrer para atingir o aquífero. Contudo para LOBO
FERREIRA et al. (1995), esta distância varia, dependendo do tipo de aquífero
observado (livre, confinado, semi-confinado). Num aquífero livre, a profundidade é a
distância ao nível freático. No aquífero confinado, a profundidade é a distância ao
topo do aquífero. No caso de aquífero semi-confinado refere-se à distância entre o
nível freático e o topo do aquífero. No entanto em todos os casos, quanto maior for
a distância a percorrer, maior a probabilidade de ocorrer uma depuração por parte do
solo atravessado. Na tabela 15 encontra-se a classificação, segundo ALLER et al.
(1987), que considera os seguintes intervalos de profundidade do nível de água e
respetivos índices.
Tabela 15 – Índice do Parâmetro D – Profundidade do Nível de Água (Fonte: ALLER et al., 1987) D – Profundidade do Nível de Água Índice
<1,5 10
1,5 – 4,6 9
4,6 – 9,1 7
9,1 – 15,2 5
15,2 – 22,9 3
22,9 – 30,5 2
>30,5 1
62
O cálculo deste parâmetro teve por base as medições piezométricas do ano de 2011,
de um conjunto de 25 pontos correspondentes a captações de água, cedidas pela
ARH do Tejo (ANEXO I). A profundidade foi interpolada, recorrendo a vários
métodos de modelação (IDW, Ordinary Kriging, Simple Kriging e Universal
Kriging), através do software ArcGis 10 da ESRI, nomeadamente a extensão
Geostatistical Analyst. De entre os mapas produzidos, será escolhido o que apresentar
um erro médio (ME) inferior.
O IDW, é um método que apenas tem em conta a distância entre amostras, sendo
muito influenciado pela variabilidade dos dados (Figura 16). O ajustamento dos
parâmetros de vizinhança permitiu reduzir o erro médio nas estatísticas de validação
cruzada.
Figura 16 – Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando IDW
Para a aplicação dos métodos de Kriging, previamente efetuou-se uma análise
exploratória dos dados e o cálculo da variografia, de modo a construir um modelo
teórico que carateriza a variabilidade dos padrões espaciais do fenómeno a partir do
variograma obtido (ANEXO II). O modelo de variograma final e os métodos de
63
kriging foram implementados através do software ArcMap 10, usando a ferramenta
Geostatistical Analyst. Foi adotado um modelo exponencial isotrópico sem “nugget
effect” e omnidirecional. O valor estimado para o parâmetro “range” foi de 12 858
metros, o que significa que esta é a distância a partir da qual não há evidência de
dependência espacial. A estimativa da variabilidade máxima na ausência de
dependência espacial (parâmetro “sill”) é de 328. O modelo geral foi o mesmo para a
aplicação de todos os métodos de kriging. Já no que se refere aos dados usados na
pesquisa de vizinhança local, começou-se por utilizar os valores de maximum
neighbours e minimum neighbours, definidos no ArcMap 10 e depois efetuou-se a
escolha destes valores através do processo de tentativa e erro, até se obter o melhor
resultado possível, em termos das estatísticas dos erros de estimação obtidos através
da validação cruzada, para cada método de interpolação (ANEXO II).
Os mapas de estimação para a profundidade do topo do aquífero, através dos
métodos referidos, encontram-se representados nas figuras 17 a 19.
Figura 17 – Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando Ordinary
Kriging
64
Figura 18 - Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando Simple
Kriging
Figura 19 - Mapa de Estimação da Profundidade do Topo do Aquífero, usando Universal
Kriging
65
Após a análise das estatísticas da validação cruzada para os vários métodos (Tabela
16), verifica-se um melhor comportamento de todos os métodos de kriging em
relação ao IDW, sendo o erro médio maior para o IDW.
Tabela 16 - Estatísticas da validação cruzada Validação Cruzada IDW Ordinary
kriging Simple kriging
Universal kriging
Mean error 0,9233 0,2987 0,7422 0,2987
Root-mean-square error 16,9476 17,5886 15,9049 17,5886
Average standard error --- 17,6852 17,1832 17,6852
Mean Standardized error --- 0,0077 0,0355 0,0077
Root-mean-square standardized error --- 1,0175 0,9466 1,0175
No que se refere aos métodos de kriging, os mapas produzidos são semelhantes,
sendo mesmo iguais para o Ordinary Kriging e Universal Kriging, apresentando os
mesmos valores na validação cruzada, para além de que apresentam o menor erro
médio. Deste modo escolheu-se o mapa produzido através do método ordinary
kriging para obter o mapa relativo ao parâmetro D (Figura 20).
Figura 20 – Carta do Parâmetro D - Profundidade do Topo do Aquífero
66
5.1.1.2 Parâmetro R – Recarga do Aquífero
Segundo Oliveira (2001), este parâmetro refere-se à quantidade de água que se
acrescenta à zona saturada dos aquíferos. Normalmente, quanto maior a recarga,
maior será o potencial de poluição das águas subterrâneas. Contudo nem sempre
uma recarga maior é prejudicial, pois pode favorecer a diluição dos poluentes,
auxiliando na diminuição da poluição (LOBO FERREIRA et al., 1995).
Na tabela 17 encontra-se a classificação, que considera os diversos intervalos de
recarga e respetivos índices.
Tabela 17 – Índice do Parâmetro R – Recarga do Aquífero (Fonte: ALLER et al., 1987) R – Recarga do Aquífero (mm/ano) Índice
<51 1
51 – 102 3
102 – 178 6
178 – 254 8
>254 9
Segundo OLIVEIRA (2004) a quantificação da recarga dos aquíferos é um processo
estimativo, uma vez que não é passível de ser calculado diretamente, existindo
geralmente dificuldades no que concerne à validação dos resultados obtidos pela
aplicação de qualquer método.
A recarga depende de vários fatores, tais como a precipitação, o escoamento
superficial e a evapotranspiração. No entanto estes fatores dependem da topografia,
da temperatura, do coberto vegetal, da porosidade do solo, entre outros. Facilmente
se entende que a recarga é um fenómeno que varia muito com a escala temporal e no
espaço. Normalmente para determinar a recarga, o modo mais aceitável fundamenta-
se na aplicação das equações de balanço hídrico (LOBO FERREIRA et al., 1995).
A determinação deste parâmetro teve por base os dados da recarga das águas
subterrâneas, expressos na Tabela 18, que foram determinados utilizando
procedimentos que modelam de uma forma sequencial diária: a precipitação; a
infiltração no solo; o aumento do armazenamento no solo devido a essa infiltração; o
escoamento direto que se produz, porque a capacidade de infiltração do solo é
inferior à precipitação; a evapotranspiração da água do solo; e a água que se infiltra
abaixo da base do solo (infiltração profunda), quando o teor de humidade do solo é
67
superior ao valor da sua capacidade de campo e a água drena por ação da gravidade
(ARH DO TEJO, 2011).
Tabela 18 – Valores de Recarga por Massa de Água (ARH DO TEJO, 2011)
Massa de água Período analisado Recarga
Série N.º de anos
(mm/ano) (hm3/ano)
Orla Ocidental Indiferenciado das Bacias das Ribeiras do Oeste
10/1979-09/2010 31 119 213,61
Vieira de Leiria – Marinha Grande 10/1979-09/2009 30 280 89,74 Maceira 10/1982-09/2008 26 411 2,08 Alpedriz 10/1982-09/2008 26 254 23,50 Maciço Calcário Estremenho 10/1980 - 9/2009 29 556 426,79 Paço 10/1979-09/2009 30 224 1,56 Cesareda 10/1979-09/2009 30 428 7,19 Torres Vedras 10/1979-09/2009 30 176 14,04 Caldas da Rainha-Nazaré 10/1978-09/2008 30 218 36,07 Pisões - Atrozela 10/1979-09/2009 30 220 4,86 Bacia do Tejo – Sado / Margem Direita
10/1979-09/2009 30 180 293,22
O mapa das massas de água subterrânea e os seus valores de recarga (cf., Tabela 16)
foi convertido segundo a tabela dos índices de parâmetro R (Tabela 15), recorrendo à
ferramenta Reclassify do software ArcMap 10, e obteve-se o mapa da Figura 21,
relativo ao parâmetro R.
Figura 21 – Carta do Parâmetro R - Recarga do Aquífero
68
5.1.1.3 Parâmetro A – Material do Aquífero
Segundo LOBO-FERREIRA et al. (1995), este parâmetro refere-se à capacidade do
aquífero para atenuar os efeitos dos poluentes. Para além deste efeito, determina
também o fluxo de água subterrânea, que em conjunto com a condutividade e com o
gradiente hidráulico, determinam o tempo disponível para a ocorrência de processos
de atenuação. Uma rocha de grão mais grosseiro ou mais fraturada, possui uma
menor capacidade de atenuação. Para determinar o índice consideram-se os materiais
de aquífero, com a importância para atenuação do potencial de poluição, listados na
Tabela 19.
Tabela 19 – Índice do parâmetro A – Material do Aquífero (Fonte: ALLER et al., 1987) A – Material do Aquífero Índice*
Xisto argiloso, argilito 1-3 (2)
Rocha metamórfica/ígnea 2-5 (3)
Rocha metamórfica/ígnea alterada 3-5 (4)
Arenito, calcária e argilito estratificados 5-9 (6)
Arenito maciço 4-9 (6)
Calcário maciço 4-9 (6)
Areia e balastro 4-9 (8)
Basalto 2-10 (9)
Calcário carsificado 9-10 (10)
*O índice dentro de parênteses é o valor típico para o intervalo, sendo esse o valor utilizado.
A caraterização do material do aquífero foi feita a partir da informação disponível,
sobre geologia, na Carta Geológica de Portugal, à escala 1:500000.
Com base em LOBO-FERREIRA et al. (2002), foi elaborada a tabela que classifica o
material do aquífero (ANEXO III). O índice de vulnerabilidade é tanto maior,
quanto maior é a capacidade do material do aquífero para atenuar o efeito dos
poluentes. A Figura 22 ilustra a aplicação dos valores do parâmetro relativo ao
material do aquífero, para a Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste.
69
Figura 22 – Carta do Parâmetro A - Material do Aquífero
5.1.1.4 Parâmetro S – Tipo de Solo
Este parâmetro corresponde à zona alterada da superfície terrestre, onde ocorrem as
raízes das plantas, uma espessura normalmente inferior a 2 metros (OLIVEIRA et
al.,1997). De acordo com as propriedades dos solos, Aller et al. (1987) definiram 11
tipos diferentes de solos aos quais atribuíram o índice entre 1 e 10 (Tabela 20).
Tabela 20 – Índice do parâmetro S – Tipo de Solo (Fonte: ALLER et al., 1987)
S – Tipo de Solo Índice
Fino ou ausente 10
Balastro 10
Areia 9
Turfa 8
Argila agregada e/ou expansível 7
A atribuição de valores aos solos baseou-se na Carta dos Solos do Atlas do Ambiente
(Figura 12), fazendo a correspondência da legenda desta carta (FAO) e classificação
de solos Serviço de Reconhecimento e Ordenamento Agrário de Portugal do Serviço
de Reconhecimento e Ordenamento Agrário (SROA). Finalmente utilizou-se a
metodologia apresentada em OLIVEIRA et al. (1997), que teve por base a caraterização
70
dos perfis de solos (ANEXO IV). Nas situações em que se verifica a existência de
vários tipos de solos utilizou-se a média do valor do índice para o tipo de solo.
Figura 23 - Carta do Parâmetro S - Tipo de Solo
5.1.1.5 Parâmetro T – Topografia
Este parâmetro refere-se à variação de declive do terreno, condicionando a
velocidade e a direção do escoamento superficial do poluente e do gradiente
hidráulico (PARALTA et al., 2001). As zonas de menor declive tendem a reter a água
durante um maior período de tempo, permitindo uma maior infiltração de água e um
maior potencial de migração de contaminantes, aumentando a vulnerabilidade dos
aquíferos (RAHMAN, 2008). Este parâmetro considera os intervalos de topografia e
respetivos índices, descritos na Tabela 21.
Tabela 21 – Índice do parâmetro T – Topografia (Fonte: ALLER et al., 1987) T - Topografia Índice
<2 10
2 – 6 9
6 – 12 5
12 – 18 3
>18 1
71
A caraterização da topografia foi feita com base na carta de declives (Figura 15). Os
índices foram atribuídos a cada classe de declives tendo como base a Tabela 19,
dando origem ao mapa da Figura 24.
Figura 24 – Carta do Parâmetro T - Topografia
5.1.1.6 Parâmetro I – Influencia da Zona Vadosa
A zona vadosa corresponde à porção de solo, situada entre o aquífero e a superfície
de solo, sendo também denominada zona não saturada. O tipo de material nesta
zona determina o tempo de percurso do poluente, permitindo a ocorrência de
diversos processos de atenuação (PARALTA et al., 2001).
Os valores a atribuir ao parâmetro I (ANEXO V) têm por base as características
litológicas da área em estudo, presentes na Carta Litológica de Portugal e na
descrição litológica das notícias explicativas da carta litológica e da carta geológica.
Os índices foram atribuídos a cada classe do parâmetro I com base na Tabela 22,
tendo-se obtido o mapa da Figura 25.
72
Tabela 22 – Índice do parâmetro I – Impacto da zona não saturada (Fonte: ALLER et al., 1987) I – Impacto da zona não saturada Índice
Camada confinante 1
Argila/Silte 2-6 (3)
Xisto argiloso, argilito 2-5 (3)
Calcário 2-7 (6)
Arenito 4-8 (6)
Arenito, calcária e argilito estratificados 4-8 (6)
Areia e balastro com percentagem significativa de silte e argila 4-8 (6)
Rocha metamórfica/Ígnea 2-8 (4)
Areia e balastro 6-9 (8)
Basalto 2-10 (9)
Calcário carsificado 8-10 (10)
O índice dentro de parênteses é o valor típico para o intervalo, sendo esse o valor utilizado.
Figura 25 – Carta do Parâmetro I - Impacto da Zona não Saturada
5.1.1.7 Parâmetro C – Condutividade Hidráulica do Aquífero
Este parâmetro indica a capacidade do aquífero em transmitir água que,
conjuntamente com o gradiente hidráulico, controla o fluxo de água subterrânea
(PARALTA et al., 2001).
73
Para determinar o índice (Tabela 23) consideram-se intervalos de condutividade
hidráulica adotados por ALLER et al., (1987).
Tabela 23 – Índice do parâmetro C – Condutividade Hidráulica do Aquífero (Fonte: ALLER et al., 1987)
C – Condutividade Hidráulica do Aquífero Índice
<4,1 1
4,1 – 12,2 2
12,2 – 28,5 4
28,5 – 40,7 6
40,7 – 81,5 8
>81,5 10
Para obter este parâmetro utilizaram-se tabelas, adaptadas de LEWIS (1989) e FREEZE
& CHERRY, (1979), que relacionam as características litológicas com os intervalos de
condutividade hidráulica (ANEXO VI).
A Figura 26 ilustra a aplicação dos valores do parâmetro relativo à condutividade
hidráulica, para a Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste.
Figura 26 - Carta do Parâmetro C - Condutividade Hidráulica
74
5.1.1.8 Carta do Índice DRASTIC
Concretizou-se assim a elaboração da carta de vulnerabilidade do Índice DRASTIC
(Figura 27), através da conversão dos parâmetros, determinados anteriormente em
formato “raster” e recorrendo-se à ferramenta “raster calculator” (Equação 4, Tabela
2) do ArcMap 10, intersetaram-se os mapas obtidos anteriormente.
Figura 27 – Carta do Índice DRASTIC de vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas
5.1.2 Método DRASTIC PESTICIDE
Para aplicação deste método extraiu-se os parâmetros do método DRASTIC, e
aplicou-se os fatores de ponderação da tabela 4.
5.1.2.1 Carta do Índice DRASTIC PESTICIDE
Como no método DRASTIC, recorrendo à ferramenta “raster calculator” do ArcMap
10 intersetaram-se os mapas dos vários parâmetros, tendo em conta os respetivos
fatores de ponderação e obteve-se o mapa da Figura 28.
75
Figura 28 – Carta do Índice DRASTIC de vulnerabilidade à Poluição das Águas
5.1.3 Método IS
Para determinação do Índice de Suscetibilidade, os primeiros quatro parâmetros (D,
R, A e T) são extraídos diretamente do DRASTIC. As classes definidas para cada um
dos parâmetros são iguais às do DRASTIC, no entanto, os valores atribuídos às
classes, que no DRASTIC variam entre 1 e 10, são multiplicados por 10 no Índice de
Suscetibilidade, para facilitar a leitura do resultado final (Tabela 24).
Tabela 24 – Classes definidas para os parâmetros D, R, A e T e valores atribuídos a cada classe (Fonte: FRANCÉS et al., 2001)
D(m) R (mm/ano) A T(%)
Classe Valor Classe Valor Classe Valor Class
e Valor
<1,5 100 <51 10 Xisto argiloso, argilito 10-30 (20) <2 100
1,5 – 4,6 90 51 – 102 30 Rocha metamórfica/ígnea 20-50 (30) 2 – 6 90
4,6 – 9,1 70 102 – 178 60 Rocha metamórfica/ígnea
alterada 30-50 (40) 6 – 12 50
9,1 – 15,2 50 178 – 254 80 Arenito, calcário e argilito
estratificados 50-90 (60)
12 – 18
30
15,2 – 22,9 30 >254 90 Arenito maciço 40-90 (60) >18 10
22,9 – 30,5 20 Calcário maciço 40-90 (60)
>30,5 10 Areia e balastro 40-90 (80)
Basalto 20-100 (90)
Calcário carsificado 90-100 (100)
76
O quinto parâmetro (LU, da palavra inglesa "land use") é o que foi adicionado e
define a ocupação do solo. Divide-se o uso do solo por classes, conforme a
classificação da carta CORINE Land Cover 2006 (CLC 2006) e os valores atribuídos
variam entre 0 e 100. O valor 100 indica quais as atividades mais poluentes (FRANCÉS
et al., 2001), como pode ser observado, na Tabela 25.
Tabela 25 – Classificação da ocupação de solo, com base na carta Corine Land Cover (Fonte: FRANCÉS et al., 2001)
LU Classificação
Descargas industriais, zonas de espalhamento de lixos 100
Perímetros regados, arrozais 90
Pedreiras, zonas de extração de areia, minas a céu aberto, estaleiros 80
Aeroportos, zonas portuárias, infraestruturas da rede de autoestradas e da rede ferroviária
75
Espaços de atividades industriais, comerciais e de equipamentos gerais 75
Espaços verdes urbanos 75
Zonas com equipamentos desportivos e de ocupação de tempos livres 75
Tecido urbano contínuo 75
Tecido urbano descontínuo 70
Culturas permanentes (vinhas, pomares, oliveiras, etc.) 70
Culturas anuais associadas às culturas permanentes 50
Pastagens 50
Sistemas culturais e parcelares complexos 50
Terras ocupadas principalmente por agricultura com espaços naturais importantes
50
Territórios agroflorestais 50
Meios aquáticos (sapais, salinas, etc.) 50
Florestas e meios seminaturais, superfícies com água 0
Assim, através da classificação da CLC 2006 (Figura 13) e da respetiva
correspondência com os valores atribuídos a cada classe (Tabela 25), foi possível
obter o mapa correspondente ao índice da ocupação do solo (Figura 29).
77
Figura 29 - Carta do Parâmetro LU – Ocupação do Solo
5.1.3.1 Carta do Índice IS
Para a elaboração da carta de vulnerabilidade, através do método IS (Figura 30)
recorreu-se à ferramenta raster calculator do ArcMap 10, para efetuar a soma ponderada
(Tabela 6) dos valores dos parâmetros.
78
Figura 30 - Carta do Índice de Suscetibilidade à Poluição das Águas Subterrâneas
5.1.4 Método GOD
Para determinação do índice de vulnerabilidade GOD utilizou-se a metodologia
descrita na Figura 7, que compreende uma sequência de fases concretas e aplicadas
de seguida.
5.1.4.1 Parâmetro G - Grau de Confinamento Hidráulico da Água Subterrânea
O parâmetro relativo ao grau de confinamento hidráulico da água subterrânea (G)
refere-se à ocorrência de água subterrânea e foi determinado através dos tipos de
aquífero (livre, confinado ou semiconfinado) das massas de água subterrâneas na
Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste (Tabela 26).
79
Tabela 26 - Tipos de aquíferos por massas de água subterrâneas abrangidas pelas Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste (Fonte: ARH DO TEJO, 2011)
Massa de água Tipo de Aquífero
Orla Ocidental Indiferenciado das Bacias das Ribeiras do Oeste Confinado
Vieira de Leiria – Marinha Grande Livre a Confinado
Maceira Livre
Alpedriz Confinado
Maciço Calcário Estremenho Livre
Paço Confinado
Cesareda Livre
Torres Vedras Confinado
Caldas da Rainha-Nazaré Livre a Confinado
Pisões - Atrozela Confinado
Bacia do Tejo – Sado / Margem Direita Semiconfinado
Existem duas massas de água (Vieira de Leiria – Marinha Grande e Caldas da Rainha
Nazaré) em que os sistemas aquíferos variam entre livres a confinados, atribuindo-se
o valor de 0,6 (aquífero livre coberto).
A Figura 31 apresenta o mapa do parâmetro G, obtido através da informação da
Tabela 24 e dos dados da Figura 7 relativos a este parâmetro.
Figura 31 – Carta do Parâmetro G – Grau de Confinamento Hidráulico dos Aquíferos
80
5.1.4.2 Parâmetro O - Caraterísticas Litológicas
O parâmetro O, refere-se às caraterísticas litológicas e grau de consolidação da zona
não saturada.
Os valores a atribuir ao parâmetro O (ANEXO VII), têm por base as características
litológicas da área em estudo, presentes na Carta Litológica de Portugal e na
descrição litológica das notícias explicativas da carta litológica e da carta geológica.
Os índices foram atribuídos a cada classe do parâmetro I, com base nos dados da
Figura 7, relativos a este parâmetro, tendo-se obtido o mapa da Figura 32.
Figura 32 - Carta do Parâmetro O – Caraterísticas Litológicas da Zona não Saturada
5.1.4.3 Parâmetro D – Distância do Nível de Água Subterrânea
Para estimar o parâmetro D, relativo à profundidade ou distância ao nível de água
subterrânea, utilizou-se os dados já usados na determinação da profundidade do topo
do aquífero (Método DRASTIC). Deste modo, partindo do mapa da Figura 17
atribuiu-se os índices referentes a este parâmetro (Figura 7) e usando a ferramenta
Reclassify do ArcMap 10, elaborou-se o mapa da Figura 33.
81
Figura 33 – Parâmetro D – Distância do Nível de Água Subterrânea
5.1.4.4 Carta do Índice GOD
Após a análise dos três parâmetros definidos no Método GOD, procedeu-se à
multiplicação dos resultados obtidos para cada parâmetro (G � O � D). Para a
elaboração da carta de vulnerabilidade, através deste método (Figura 34), recorreu-se
à ferramenta raster calculator do ArcMap 10, para efetuar a multiplicação dos valores
dos parâmetros.
82
Figura 34 - Carta do Índice GOD de vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas
5.1.5 Método EPPNA
O método EPPNA é uma classificação de vulnerabilidade baseada em metodologias
qualitativas, segundo critério litológico dos aquíferos ou das formações
hidrogeológicas indiferenciadas (Tabela 9).
5.1.5.1 Carta do Índice EPPNA
A carta de vulnerabilidade à poluição, através da classificação EPPNA (Figura 35), foi
elaborada recorrendo a informação disponível, sobre as formações hidrogeológicas,
na Carta Geológica de Portugal, à escala 1:500000 e na classificação do tipo de
aquíferos, descrita na Tabela 9.
83
Figura 35 - Carta do Índice EPPNA de vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas
5.2 Validação com os Registos de Monitorização da Qualidade das
Águas Subterrâneas
Para proteger o ambiente e a saúde humana, torna-se necessário evitar, prevenir ou
reduzir as concentrações prejudiciais de poluentes nocivos na água subterrânea,
sendo deste modo importante efetuar a avaliação da qualidade das águas
subterrâneas, que engloba a avaliação do estado quantitativo e do estado químico das
massas de água.
Com a monitorização do estado quantitativo pretende-se obter uma avaliação
fidedigna do estado quantitativo das massas de água subterrâneas, bem como uma
avaliação dos recursos hídricos subterrâneos disponíveis. As massas de água
subterrâneas são classificadas em bom estado quantitativo quando se verifica a
disponibilidade de água subterrânea, caso contrário as massas de água serão
classificadas como medíocres.
A avaliação do estado químico dos aquíferos tem como objetivo a identificação de
tendências significativas e persistentes para o aumento da concentração de poluentes,
84
bem como para a definição de pontos de partida para a inversão dessas tendências.
Os critérios para a avaliação do bom estado químico, encontram-se definidos no
Decreto-Lei nº 208/2008 de 28 de outubro que transpõe para a ordem jurídica
interna a Diretiva n.º 2006/118/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 12
de dezembro.
A obtenção da classificação “estado bom” para as águas subterrâneas, requer que se
cumpram o conjunto de condições definidas no artigo 3º, Anexo I e II do Decreto-Lei
nº 208/2008 de 28 de outubro.
No Anexo I, do referido diploma, são fixadas as normas de qualidade para a água
subterrânea (Tabela 27).
Tabela 27 - Critérios para a avaliação do estado químico das águas subterrâneas, definidos no anexo I do Decreto-Lei nº 208/2008 de 28 de outubro
Poluente Normas de qualidade Observações
Nitratos 50 mg/l
Substâncias ativas dos
pesticidas, incluindo os
respetivos metabolitos e
produtos de degradação e de
reação
0,1 µg/l
0,5 µg/l (total)
Entende-se por “pesticidas” os produtos
fitofarmacêuticos e os biocidas tal como definidos
nas Diretivas 91/414/CEE e 98/8/CE
respetivamente.
Entende-se por “total” a soma de todos os
pesticidas individuais detetados e quantificados
durante o processo de monopolização, incluindo os
respetivos metabolitos e produtos de degradação e
de reação.
O Anexo II do Decreto-Lei nº 208/2008, fixa a lista mínima de poluentes e os
respetivos indicadores:
1. Substâncias ou iões, ou indicadores, que podem ocorrer naturalmente ou como
resultado de atividades humanas:
• Arsénio
• Cádmio
• Chumbo
• Mercúrio
• Azoto amoniacal
85
• Cloreto
• Sulfato
2. Substâncias sintéticas artificiais:
• Tricloroetileno
• Tetracloroetileno
3. Parâmetros indicativos de intrusões salinas ou outras:
• Condutividade
Para estes parâmetros foram estabelecidos limiares de qualidade da água (Tabela 28),
que se encontram definidos em INAG (2009). De salientar que os limiares
estabelecidos têm em consideração vários aspetos (INAG, 2009): a interação da água
subterrânea com os ecossistemas terrestres aquáticos diretamente dependentes; os
usos da água subterrânea; as características hidrogeológicas da massa de água, em
especial as concentrações naturais dos parâmetros devido aos processos
hidrogeoquímicos que ocorrem na interação água-rocha; a origem dos poluentes,
pois muitos deles ocorrem naturalmente.
Tabela 28 - Normas e limiares de qualidade para o estabelecimento do estado químico das massas de água subterrâneas (adaptado de INAG, 2009)
Parâmetro Unidade Tipo de Imposição Valor
Condutividade elétrica µS/cm LQ1 e LQ2 2500
Azoto amoniacal mgNH4/L LQ1 e LQ2 0,5
Sulfatos mgSO4/L LQ1 250
Cloretos mgCl/L LQ1 250
Arsénio mgAs/L LQ1 0,01
Chumbo mgPb/L LQ1 0,01
Cádmio mgCd/L LQ1 0,005
Mercúrio mgHg/L LQ1 0,001
Tricloroetileno µgTCE/L LQ1 0,2
Tetracloroetileno µgPCE/L LQ1 0,3
LQ1 - Limiar de Qualidade, Anexo II da Diretiva das Águas Subterrâneas, Decreto-Lei n.º 208/2008, de 28 de Outubro (definido em INAG, 2009)
LQ2 - Limiar de Qualidade, Anexo VII do Decreto-Lei n.º 77/2006, de 30 de Março (definido em INAG, 2009)
86
A avaliação do estado quantitativo e químico das massas de águas subterrâneas da
Bacia hidrográfica das Ribeiras do Oeste teve em consideração os dados das redes de
monitorização de vigilância e operacional (Figura 36), cedidos pelo Laboratório da
ARH do Tejo, relativos ao ano de 2010 e que se encontram sintetizados no ANEXO
VIII.
Figura 36 – Rede de Monitorização da Qualidade das Águas Subterrâneas
No que se refere ao estado quantitativo, as massas de água subterrânea ao longo da
Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste, é classificado como bom, dada a
disponibilidade hídrica subterrânea.
As massas de águas subterrâneas são classificadas em bom estado químico, se todos
os pontos de monitorização apresentarem valores para os poluentes, inferiores aos
valores das normas de qualidade da água subterrânea, expressos na Tabela 28.
Para todas as massas de água subterrâneas, com pontos de monitorização que
apresentarem valores, para pelo menos, um dos poluentes superiores aos valores das
normas de qualidade da água subterrânea, serão classificadas com estado químico
medíocre.
87
Através da análise dos dados de monitorização da qualidade das águas subterrâneas
obteve-se a classificação quanto ao estado químico, conforme síntese apresentada na
Figura 37.
Figura 37 – Qualidade do Estado Químico das Águas Subterrâneas
A avaliação do estado efetuada permitiu classificar quatro massas de água em estado
medíocre, devido aos resultados obtidos na avaliação do estado químico,
nomeadamente Caldas da Rainha – Nazaré, Paço, Cesareda e Torres Vedras.
Também se verificam dois pontos da rede de monitorização, na massa de água da
Orla Ocidental Indiferenciado em estado medíocre, mas que estão próximos de outas
massas de água em estado medíocre, por este motivo e dada a dimensão deste
aquífero não se considerou os dados destes pontos de análise relevantes para a
classificação global da massa de água em causa.
88
6 – CONSIDERAÇÕES FINAIS
6.1 Discussão dos Resultados
De acordo com a análise comparativa de diferentes metodologias empíricas e
critérios hidrogeológicos, a área afetada classifica-se como área de vulnerabilidade
baixa a elevada à poluição, para o método DRASTIC e IS. Para os restantes métodos,
a vulnerabilidade, varia de baixa a extremamente elevada. De salientar que esta
diferença na classificação dos vários métodos deve-se ao facto dos vários métodos
utilizarem parâmetros de análise diferentes e também ao facto da escala de
classificação da vulnerabilidade para cada método ser diferente.
No entanto, os vários métodos aplicados são concordantes, quando classificam as
massas de água de Caldas da Rainha, Nazaré, Maciço Calcário Estremenho e Vieira
de Leiria-Marinha Grande como os aquíferos mais vulneráveis à poluição.
Os vários métodos também são na maioria coerentes quando classificam algumas
massas de água com vulnerabilidade intermédia, nomeadamente Alpedriz, Cesareda e
Paço.
A validação dos vários métodos com os registos de monitorização de qualidade das
águas subterrâneas revela que as massas de água, classificadas como medíocres,
apresentam vulnerabilidade baixa, o que pode ser explicado pelas práticas agrícolas
acumuladas, responsáveis pela contaminação. No entanto, analisando os dados de
monitorização a maioria das massas de água contaminadas apresentam
vulnerabilidade elevada a intermédia, sendo que este cenário é mais comum para o
método DRASTIC, pelo que há evidência de que este método apresenta resultados
mais precisos e assertivos. Salienta-se o facto de a massa de água Maciço Calcário
Estremenho apresentar vulnerabilidade elevada e os dados de monitorização
classificarem a massa de água como boa. Este é um exemplo de prevenção, porque já
no século XX esta massa de água era considerada vulnerável, sendo interditas nesta
zona as atividades mais suscetíveis de contaminação dos aquíferos.
Com o estudo da vulnerabilidade das águas subterrâneas à poluição conclui-se ainda,
que a escolha do método para avaliar a vulnerabilidade da água subterrânea numa
região, depende principalmente de dois fatores:
89
− Informações disponíveis: para uma avaliação da vulnerabilidade coerente é
necessária a obtenção de informações preliminares existentes para se elaborar
uma representação cartográfica adequada, sendo necessário um Sistema de
Informação Geográfica capaz de manipular os parâmetros estabelecidos pelo
método escolhido;
− Escala de avaliação: o grau de detalhe da avaliação depende do objetivo
proposto, sendo que para trabalhos regionais são mais práticos os métodos
que requerem menos valores paramétricos, como o GOD e o EPPNA. Para
os estudos mais detalhados, deve utilizar-se os métodos com maiores
quantidades de parâmetros, como o DRASTIC e IS.
Este trabalho só foi possível através da utilização de processos de análise e
modelação espacial em Sistemas de Informação Geográfica que apresentam diversas
potencialidades no domínio da caraterização e avaliação do território, nomeadamente
no estudo da vulnerabilidade das águas subterrâneas à poluição, entre as quais:
− Elaboração de bases de dados gráfico-alfanuméricos que armazenam
informação diversa relativa aos diversos elementos cartografados;
− O processo de produção de conhecimento a partir dos dados base é bastante
mais célere;
− Permite a produção de cartas temáticas de objetivos mais específicos tais
como: cartas de vulnerabilidade, cartas litológicas, cartas de ocorrências, etc.
Assim, é clara a importância que os SIG têm em processos de estudo de
problemas ambientais como o estudo da vulnerabilidade à poluição dos
aquíferos, e neste caso específico à elaboração de cartas de vulnerabilidade. Pode-
se até afirmar, sem dúvidas, que as Ciências e Sistemas de Informação Geográfica
foram uma ferramenta essencial em todo o processo, tanto pelo suporte digital de
armazenamento dos diversos conjuntos de dados geográficos, como pela
capacidade de produção cartográfica, mas basicamente por se apresentarem
como um conjunto de métodos de análise capazes de sintetizar, de forma
pragmática e clara, respostas a perguntas relevantes em futuras tomadas de
decisão.
90
6.2 Principais Limitações Evidenciadas
A principal dificuldade na elaboração deveu-se há pouca disponibilidade dos dados e
em algumas situações há falta de dados georreferenciados ou há dificuldade de os
encontrar.
A estrutura espacial da rede de monitorização é fundamental na determinação do
estado de qualidade das águas subterrâneas, sendo necessária uma maior densidade
de amostragem das águas subterrâneas e em especial nas zonas de maior
suscetibilidade na avaliação de vulnerabilidade, o que não é o caso, uma vez que os
dados de monitorização são escassos.
6.3 Perspetivas Futuras
Esta análise está longe de estar terminada. Posteriormente será necessário realizar
estudos mais rigorosos, principalmente nas massas de água mais vulneráveis e analisá-
las individualmente, no sentido de se obterem mapas de risco à poluição, que sejam
credíveis e que sirvam como ferramenta de planeamento e apoio à decisão dos
gestores de zonas vulneráveis.
As redes de monitorização atualmente em funcionamento são escassas, seria
necessário aumentar estas redes para que estas sejam representativas das massas de
água a monitorizar.
Ainda como sugestão de trabalhos futuros, propõe-se a realização do estudo e a
avaliação de risco à poluição das águas subterrâneas, através do desenvolvimento de
pesquisas detalhadas sobre as fontes potenciais de poluição, destacando-se as
atividades agrícolas, industrias, postos de abastecimento, aterros sanitários,
cemitérios, etc.
As medidas de proteção das águas subterrâneas devem estimar a vulnerabilidade dos
sistemas aquíferos, em função das suas características hidrológicas e dos riscos de
contaminação efetivos ou potenciais coligados às atividades antropogénicas.
A avaliação das condições hidrogeológicas da vulnerabilidade à poluição das águas
subterrâneas, a análise dos impactes das atividades antropogénicas e das alterações do
91
uso e ocupação do solo são essenciais para implementação de planos de gestão de
zonas vulneráveis e das respetivas redes de monitorização.
92
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABLER, R. F., 1988. Awards, rewards, and excellence: keeping geography alive and well - Professional Geographer".
ALLER, L.; BENNET, T.; LEHR, J.H.; PETTY, R. J., 1987. DRASTIC: a standardized system for evaluating groundwater pollution potential using hydrogeologic settings, U.S. EPA Report.
ARH DO TEJO, 2011. Plano das Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste. Síntese para Consulta Pública – Versão Extensa. Ministério da Agricultura, Mar, Ambiente e Ordenamento do Território. Administração da Região Hidrográfica do Tejo, I. P. Lisboa.
ARTUSO, E.; OLIVEIRA, M.M.; LOBO FERREIRA, J.P.C., 2004. Avaliação da Vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas no setor de Évora do Sistema Aquífero de Évora – Montemor – Cuba. IN: Água Subterrânea: Aquíferos Costeiros e aluviões, Vulnerabilidade e Aproveitamento. Editora Universitária da UFPE, 4, pp. 277 – 331.
AUGE, MIGUEL, 2004. Vulnerabilidad de acuíferos, Conceptos y métodos, Buenos Aires. [URL http://tango.gl.fcen.uba.ar/investigacion/grupos/hidrogeologia/auge/ Vulnerabilidad-Conceptos.pdf, consultado em abril de 2012]
BATISTA, S.; CEREJEIRA, M.J.; TRANCOSO, A.; CENTENO, M. E SILVA FERNANDES, 1998. Pesticidas e nitratos em águas subterrâneas na região do Ribatejo e Oeste em 1996. Proceedings do IV Congresso da Água, Lisboa APRH, pp 15.
BRACHO, J. J. C.; MORENO, L. S.; NIETO, A. M.; MENDES, A. L., 2004. Vulnerabilidad de acuíferos a la contaminación. [URL: www.uaaan.mx/DirInv/Resul_PI-04/, consultada em março de 2012]
BÓS, S. M., 2007. Importância do estudo da vulnerabilidade das águas subterrâneas. Fórum Ambiental da Alta Paulista. [URL: http://www.amigosdanatureza.org.br, consultada em novembro de 2011]
BOSCARDIN BORGHETTI, N. R.; BORGHETTI, J. R.; A ROSA FILHO, E. F., 2004. O Aquífero Guarani: a verdadeira integração dos países do Mercosul. Rio de Janeiro: Fundação Roberto Marinho, pp. 214.
BUNNELL J. E.; KARLSEN A. W.; FINKELMAN R. B., 2005. GIS in human health studies. Essentials of Medical Geology, Elsevier, pp 633-644.
CABRAL, P., 2011. Álgebra de mapas. Interpolação de rasters. Funções de distância. Modelação em SIG. Mestrado em Ciência e Sistemas de Informação Geográfica. Lisboa: ISEGI, Universidade Nova de Lisboa.
CARTER, G.S.; SHANKAR, U., 1997. Creating Bathymetry Grids for Environmental Numerical Modelling of Gravel-bed Rivers. Application Math. Modelling, 21, pp. 699-708.
93
CHARBENEAU, R.J., 2000. Groundwater hydraulics and pollutant transport, Prentice Hall, Upper Saddle River, Nl.
CIVITA M.; MAIO M.; FARINA M.; ZAVATTI A., 2001. Linee–guida per la redazione e l’uso delle carte della vulnerabilità degli acquiferi all’inquinamento, ANPA - Dipartimento Stato dell’Ambiente, Controlli e Sistemi Informativi, pp.15-28.
DECRETO-LEI N.º 58/2005. D.R. I Série, 249 (29-12-2005), 7280- 7310.
DEPARTMENT OF THE ENVIRONMENT. 1987. Handling geographic information. The report of the committee of enquiry chaired by Lord Chorley, Her Majesty's Stationery Office (HMSO), London.
DHI., 2008. Mike Basin by DHI. [URL no site do
DHI:http://www.dhisoftware.com/Products/WaterResources/MIKEBASIN.aspx,
consultada em setembro de 2011]
DOERFLIGER; ZWAHLEN, 1997. EPIK- A new method for outlining of protection areas in karstic environment in Gunnay G, Jonshon AI (eds) – international Symposium and Field seminar on karst waters and environmental impacts, Antalya, Turkey, Balkema, Rotterdam, pp.117-123.
EASTSMAN, J., 1999. Multi-criteria evaluation and GIS. In Geographical Information System, editado por Longley,P.A., Goodchild, M.F., Maguire, D.J., and Rhind, D.W., New York : John Wiley and Sons, pp. 493-502.
ELHANCE, A., 1999. “Conclusion” in Hydropolitics in the Third World, Conflict and Cooperation in International River Basins, Washington D.C., United States Institute of Peace Press, pp. 224 – 257.
ENVIRONMENT AGENCY, 2004. Assessing the Groundwater Pollution Potential of Cemetery Developments, Bristol, United Kingdom.
EPPNA, 1998. Informação Cartográfica dos Planos de Bacia. Sistematização das Figuras e cartas a Imprimir em Papel. Equipa de projeto do plano Nacional da Água, versão de Outubro de 1998, pp. 29, Lisboa.
ESRI, 1999. Getting to Know ArcWiew GIS. Environmental Systems Research Institute, Redlands, CA.
FERNANDEZ, P.A.J., 2004. Modelação espacial da Erosão numa Rampa de Rega Rotativa – Modelo WEPP, Tese de mestrado em Sistemas de Informação Geográfica, Instituto Superior Técnico, Universidade Técnica de Lisboa.
FETTER, C.W, 2001. Applied hydrogeology. Prentice Hall, Inc., pp 692.
94
FOSTER, S.; HIRATA, R. 1998. Groundwater pollution risk evaluation: a methodology based on available data. CEPIS/PAHO Techinical Report Lima/Peru.
FOSTER, S.; HIRATA, R.; GOMES, D.; D’ELIA, M.; PARIS, M. 2006. Groundwater Quality Protection: A Guide for Water Service Companies, Municipal Authorities and Environment Agencies; The International Bank for Reconstruction and Development/The World Bank; Tradução: Silvana Vieira, 2006, Proteção da qualidade da água: Um guia para empresas de abastecimento de água, órgãos municipais e agências ambientais, Servmar – Serviços Técnicos Ambientais Ltda, Brasil.
FRANCÉS, A.; PARALTA, E.; FERNANDES, J.; RIBEIRO, L., 2001. Development and application in the Alentejo region of a method to assess the vulnerability of groundwater to diffuse agricultural pollution: the susceptibility index, in 3rd International Conference on Future Groundwater Resources at Risk, Lisboa (Portugal), 25 - 27 Jun.
FREEZE, R.A.; CHERRY, J.A., 1979. Groundwater. Prentice-Hall, pp.604.
GÓMEZ, M., 1998. Caracterização da Vulnerabilidade dos aquíferos à contaminação dos aquíferos. Aplicação dos índices DRASTIC e GOD. Curso sobre contaminação de Solos e Águas Subterrâneas, Centro de Estudos e Experimentação de Obras Públicas, Madrid.
GOODCHILD, MICHAEL F.; PROCTOR, JAMES D.; WRIGHT, DAWN J., 1997. Demystifying the Persistent Ambiguity of GIS as "Tool" Versus “Science". The Annals of the Association of American Geographers, 87(2), pp.346-362.
GOOVAERTS P. (1997). Geostatistics for Natural Resources Evaluation. Oxford University Press, Inc, New York, USA.
HABERLANDT U. , 2007. Geostatistical interpolation of hourly precipitation from rain gauges and radar for a large-scale extreme rainfall event. Journal of Hydrology 332, pp. 144-157.
INAG, I.P., 2009. Estabelecimento de limiares nas águas subterrâneas. Instituto da Água, I.P. Lisboa, pp 261;
INSTITUTO GEOLÓGICO E MINEIRO, 2001. Água Subterrânea: Conhecer para Preservar o Futuro. Instituto Geológico e Mineiro, Portugal. [URL no site do INETI:http://eGeo.ineti.pt/geociencias/edicoes_online/diversos/agua_subterranea/indice.htm, consultada em maio de 2012]
ISAAKS, E.H; SRIVASTAVA, R.M., 1989. Applied Geostatistics. Oxford University Press, New York; pp.561.
JAMIESON, D. G.; FEDRA, K., 1996. The “WATERWARE” Decision-Support system for River Basin Planning. 1. Conceptual Design. Journal of Hydrology, 177, pp. 163-175.
95
JOHNSTON, C.A., 1998, Geographic Information Systems in Ecology. Oxford: Blackwell Science.
JOHNSTON, K.; HOEF, J. M. Ver; KRIVORUCHKO, K.; LUCAS, N., 2003. – ArcGIS 9, Using ArcGIS Geostatistical Analyst, ESRI, 300pp.
JOHNSTON, K.; HOEF, J. M. Ver; KRIVORUCHKO, K.; LUCAS, N., 2001. Using ArcGIS Geostatical Analyst, ESRI Inc., Readlands, C.A.
LANDIM, P.; STURARO, J.; MONTEIRO, R., 2002. Krigagem Ordinária para situações com tendência regionalizada. Departamento de Geologia Aplicada – IGCE, Laboratório de Geomatemática, Rio Claro, Brasil.
LEWIS, M A., 1989. ‘Water’ in Earth Science Mapping for planning, development and conservation. Mccall, J and Marker, B; Graham and Trotman (editors).
LI, J.; HEAP, A.D., 2008. A Review of Spatial Interpolation Methods for Environmental Scientists. Geoscience Australia Record 2008/23; Australia Government.
LINDLEY, S.J.; WALSH T., 2004. Inter-comparison of interpolated background nitrogen dioxide concentrations across Greater Manchester, UK. Atmosferic Environment 39 pp. 2709-2715.
LNEG – Página do Laboratório Nacional de Energia e Geologia [URL do LNEG: http://www.lneg.pt/biblioteca/, consulta em março de 2012]
LOBO FERREIRA, J.P.C., E CABRAL, M., 1991. Proposal for an operational definition of vulnerability for the European Community’s Atlas of Groundwater Resources, in the framework of the Meeting of the "European Institute for Water, Groundwater Work Group Brussels.
LOBO-FERREIRA, J. P. C.; OLIVEIRA, M. M.; CIABATTI, P., 1995. Desenvolvimento de um inventário das Águas Subterrâneas de Portugal, 1º Volume, LNEC, Departamento de Hidráulica, Grupo de Investigação de Águas subterrâneas.
LOBO FERREIRA, J.P.C., OLIVEIRA, M.M., E RAMOS, C., 2002. Cartografia da vulnerabilidade à poluição das águas subterrâneas do concelho de Montemor-o-Novo utilizando o método DRASTIC. Relatório 46/02 – GIAS, LNEC, Lisboa.
MARSILY, G., 1997. A Água. Biblioteca Básica da Ciência e Cultura. Instituto Piaget, Lisboa. 39, pp 149.
MAURER, B.A., 1998. Geographical Population Analysis: Tools for the Analysis of Biodiversity, Oxford: Blackwell.
MATHERON G., 1963. Principles of geostatistics. Economic Geology 58, pp.1246-1266
MATHERON G., 1965. Les variables régionalisées et leur estimation. Masson, Paris.
96
MEJUTO, M.F.; CASTAÑO, S.; VELA A., 1999. Utilidad de las Ténicas de Observación de la Tierra a lá Elaboración de Mapas de Vulnerabilidad y Riesgo de Contaminación de Aguas Subtrerráneas, VIII Congresso Nacional de Teledetección. Albacete, Espanha.
MENDES, M.P.; RIBEIRO, L.; PARALTA, E.; BATISTA, S.; SILVA, E.; CEREJEIRA, M.J.; LEÃO DE SOUSA, P., 2008. Vulnerabilidade, monitorização e risco na zona vulnerável do Tejo. Revista de Ciências Agrárias, XXXI (1), pp. 89-91.
MERWADE, V.; MAIDMENT, D.R., 2004. Geospatial Description of River Channels in Three Dimensions, University of Texas at Austin Center for Research in Water Resources Online Report 04-08; pp. 88-127.
MERWADE, V.; MAIDMENT, D.R.; GOFF, J.A., 2006. Anisotropic Considerations while Interpolating River Channel Bathymetry, Journal of Hydrology, 331; pp. 731-741.
NATURAL RESOURCE MANAGEMENT STANDING COMITEE, 2001. Groundwater Quality Protection. Discussion Paper. Austrália. [URL no site Department of Sustainability, Environment, Water, Population and Communities: http://www.environment.gov.au/water/publications/agriculture/pubs/groundwater-quality-protection.pdf, consultada em maio de 2012]
NEVES, N., CONDESSA, B., 1993. Sistemas de Suporte à Decisão em Planeamento Municipal. Proceedings do ESIG 1996 – II Encontro sobre Sistemas de Informação Geográfica (Estoril:USIG).
OLIVEIRA, M.M.; MOINANTE, M.J.; LOBO-FERREIRA, J.P., 1997. Cartografia Automática da Vulnerabilidade de Aquíferos com Base na Aplicação do Método DRASTIC, Relatório Final. Lisboa, LNEC, Relatório 60/97 – GIAS, pp. 535.
OLIVEIRA, M.M.; LOBO-FERREIRA, J.P., 2003. Análise de Sensibilidade da Aplicação de Métodos Indexados de Avaliação da Vulnerabilidade à Poluição das Águas Subterrâneas. Jornadas Luso-Espanholas sobre Águas Subterrâneas no Sul da Península Ibérica, Faro.
OLIVEIRA, M. M., 2004. Aplicação de Dois Métodos Diferentes para a Estimativa da Recarga de Águas Subterrâneas numa Área de Estarreja. Proceedings do IV Congresso da Água (Lisboa APRH).
OMS – Organização Mundial de Saúde [URLno site da OMS: http://www.who.int/publications/en/, consultada em maio de 2012]
PARALTA, E.; FRANCÉS, A., 2000. Caracterização hidrogeológica e avaliação da vulnerabilidade à poluição do complexo gabro-diorítico de Serpa-Brinches. Sector Oriental do sistema aquífero dos Gabros de Beja. GeoNovas, nº 14, Porto, pp. 27-35.
PARALTA, E.A.; OLIVEIRA, M.M.; BATISTA, S.B.; FRANCÉS, A.P.; RIBEIRO, L.F.; CEREJEIRA, M.J. , 2001. A aplicação de SIG na avaliação da vulnerabilidade aquífera e
97
cartografia da contaminação agrícola por pesticidas e nitratos na região do Ribatejo. Seminário sobre a Hidroinformática em Portugal; LNEC, Lisboa.
PEREIRA, J.M.C.; DUCKSTEIN, L., 1993. A multiple criteria decision-making approach to GIS-based land suitability evaluation. International Journal of Geographical Information Systems, 7, 407-424.
PETERS, N. E.; MEYBECK, M., 2000. Water quality degradation effects on freshwater availability: impacts of human activities. Water International, Urbana, 25(2), pp. 185–193.
RAHMAN, A., 2008. A GIS basead DRASTIC model for assessing groundwater vulnerability in shallow aquifer in Aligarh, India. Appl. Geogr., 28, pp.32–53.
RIBEIRO, L., 2001. Vulnerabilidade de aquíferos e medidas de proteção das águas subterrâneas em Portugal Continental. Seminário de Geotecnia Ambiental, pp. 29, Porto.
ROBINS, N.S.; CHILTON, PJ; COBBING, JE., 2007. Adapting existing experience with aquifer vulnerability and groundwater protection for Africa. Journal of African Earth Sciences, 47(1) pp. 30-38
SOARES A., 2000. Geoestatística para as Ciências da Terra e do Ambiente. Instituto Superior de Tecnico, IST Press. Lisboa, Portugal.
Stockholm International Water Institute – SIWI [URL do site do SIWI: http://www.siwi.org/statistics, consultada em maio de 2012]
TEMPELHOFF, J.; HOAG H., ERTSEN M.; ARNOLD E., BENDER M.; BERRY K.; FORT
C.; PIETZ D.; MUSEMWA M.; NAKAWO M.; UR J.; VAN DAM P.; MELOSI M.; WINIWARTER V.; WILKINSON T., 2009. Where has the water come from?, Water History, 1, pp. 1 -8.
TOMLIN, D., 1990. Geographic Information Systems and Cartographic Modeling.
UNESCO - Organização das Nações Unidas para a Educação, a Ciência e a Cultura, 2007. Água subterrânea - reservatório para um planeta com sede? Ciências da Terra para a Sociedade.
UNESCO - 3º Relatório das Nações Unidas sobre Desenvolvimento Mundial dos Recursos Hídricos, divulgado no 5º Fórum Mundial da Água, realizado a 22 de março 2012, em Istambul, na Turquia [URL da UNESCO: http://www.unesco.org/new/en/ unesco/resources/online-materials/publications/unesdoc-database/, consultada em maio de 2012]
USGS – Página da United States Geological Survey [URL da USGS: http://egsc.usgs.gov/isb/pubs/gis_poster/, consultada em março de 2012]
98
VALE, M. J.; PAINHO, M., 1998. Planeamento e gestão de recursos hídricos, ordenamento do território e partilha de sistemas de informação – exemplo de aplicação à área abrangida pelo Plano de Ordenamento da Albufeira de Castelo de Bode e área envolvente POACBE. [URL do site da APRH: www.aprh.pt/congressoagua98/files/com/108.pdf, consulta em 12 de janeiro de 2012]
VRBA, J.; ZAPOROZEC, A., 1994. Guidebook on mapping groundwater vulnerability, International Association of Hydrogeologists. Verlag Heinz Heise, 16, pp. 131.
VOGEL, MERCIA MARIA, 2008. Avaliação da vulnerabilidade natural à contaminação dos Recursos Hídricos Subterrâneos da Região Cultural da Quarta Colónia de Emigração Italiana, Dissertação de Mestrado, Universidade Federal de Santa Maria, Centro de ciências naturais e exatas, Programa de Pós-Graduação em Geografia e Geociências, Santa Maria, RS, Brasil.
WALKER, P.A., 1990. Modelling wildlife distributions using a geographic information system: Kangaroos in relation to climate. Journal of Biogeography, 17, pp.279-289.
ZOBY, J.L.G; OLIVEIRA, F.R. 2005. Panorama da qualidade das águas subterrâneas no Brasil. Agência Nacional de Águas, Cadernos de Recursos Hídricos, ANA, pp. 80.
99
ANEXOS
100
ANEXO I – Valores da Piezometria Relativos ao Ano de 2011
Tabela A. 1. 1 – Dados de piezometria, relativos ao ano de 2011
Nivel piezométrico
(m)
Pro fundidade do nível de água (m)
Nivel piezo métrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Pro fundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
P rofundidade do nível de água (m)
Nivel piezométrico
(m)
Pro fundidade do nível de água (m)
Nivel piezo métrico
(m)
Profundidade do nível de água (m)
307/018 Águas Belas Nazaré Furo 18,85 1,15 18,98 1,02 19,00 1,00 s/d s/d 18,87 1,13 18,80 1,20 19,50 0,50 18,33 1,67 18,45 1,55 19,30 0,70 18,95 1,05 18,95 1,05 18,91 1,09
307/119 Rib. do Rio Seco Nazaré Furo 31,51 33,80 31,31 34,00 32,21 33,10 31,24 34,07 31,24 34,07 31,38 33,93 s/d s/d 32,01 33,30 29,60 35,71 25,48 39,83 31,16 34,15 s/d s/d 30,71 34,60
307/123 Alva de Pataias Alcobaça Furo 18,85 1,15 18,98 1,02 19,00 1,00 s/d s/d 18,87 1,13 18,80 1,20 19,50 0,50 18,33 1,67 18,45 1,55 19,30 0,70 18,95 1,05 18,95 1,05 18,91 1,09
307/131 Pisões Alcobaça Furo 40,35 57,65 41,21 56,79 42,05 55,95 41,88 56,12 41,64 56,36 40,48 57,52 39,15 58,85 38,00 60,00 37,45 60,55 37,10 60,90 37,65 60,35 38,71 59,29 39,64 58,36
308/054 Calvaria de Cima Porto de Mós Furo 93,23 26,77 91,19 28,81 94,45 25,55 92,75 27,25 92,13 27,87 89,11 30,89 s/d s/d s/d s/d 87,79 32,21 s/d s/d 93,29 26,71 93,71 26,29 91,96 28,04
316/006 Famalicão Nazaré Furo 5,48 1,52 5,95 1,05 5,77 1,23 5,60 1,40 5,82 1,18 5,84 1,16 5,30 1,70 5,32 1,68 5,20 1,80 5,35 1,65 5,73 1,27 5,57 1,43 5,58 1,42
317/001 Chiqueda de Cima Alcobaça Furo 49,41 0,59 49,95 0,05 49,30 0,70 49,47 0,53 49,14 0,86 48,93 1,07 48,74 1,26 48,66 1,34 48,58 1,42 48,99 1,01 49,39 0,61 49,13 0,87 49,14 0,86
326/034 Campo Caldas da Rainha Poço 32,85 0,15 32,80 0,20 32,60 0,40 32,70 0,30 32,70 0,30 32,80 0,20 31,30 1,70 30,34 2,66 29,65 3,35 29,25 3,75 32,50 0,50 32,49 0,51 31,83 1,17
327/072 Alto da Praia Alcobaça Furo 159,45 20,55 163,92 16,08 157,35 22,65 155,35 24,65 149,32 30,68 91,70 88,30 107,85 72,15 102,69 77,31 97,98 82,02 132,50 47,50 157,78 22,22 150,78 29,22 135,56 44,44
337/006 Cerâmica Peniche Furo 90,26 13,74 90,48 13,52 90,85 13,15 91,22 12,78 91,40 12,60 91,26 12,74 91,13 12,87 90,90 13,10 90,59 13,41 90,53 13,47 90,65 13,35 90,87 13,13 90,85 13,16
338/002 Amoreira Peniche Furo 20,25 4,75 20,60 4,40 19,70 5,30 19,60 5,40 19,29 5,71 18,86 6,14 18,43 6,57 17,70 7,30 17,85 7,15 17,70 7,30 18,23 6,77 s/d s/d 18,93 6,07
338/031 Pinhal Peniche Poço 25,32 0,68 25,43 0,57 25,22 0,78 25,25 0,75 25,06 0,94 24,74 1,26 24,28 1,72 23,56 2,44 23,17 2,83 22,95 3,05 25,09 0,91 24,97 1,06 24,59 1,42
350/002 Várzea Cadaval Furo 34,65 25,35 34,44 25,56 27,95 32,05 31,65 28,35 25,98 34,02 25,83 34,17 20,15 39,85 19,52 40,48 22,28 37,72 27,21 32,79 35,25 24,75 35,31 24,69 28,35 31,65
350/009 Casal das Pegas Bombarral Furo 41,55 39,45 42,62 38,38 43,53 37,47 43,88 37,12 43,84 37,16 43,78 37,22 40,35 40,65 37,38 43,62 36,02 44,98 34,49 46,51 36,22 44,78 36,24 44,76 39,99 41,01
351/002 Figueiros Cadaval Furo 43,60 31,40 43,90 31,10 43,78 31,22 44,39 30,61 39,33 35,67 39,28 35,72 42,05 32,95 39,96 35,04 39,40 35,60 44,72 30,28 49,58 25,42 49,60 24,40 43,30 31,62
362/086 Casais da Valentina Torres Vedras Furo 87,14 8,86 87,24 8,76 87,33 8,67 87,48 8,52 87,34 8,66 86,89 9,11 86,76 9,24 97,08 8,92 87,00 9,00 86,93 9,07 87,05 8,95 87,10 8,90 87,95 8,89
362/099 Ameal Torres Vedras Furo 57,55 32,45 58,00 32,00 57,60 32,40 57,00 33,00 54,99 35,01 53,25 36,75 54,32 35,68 54,40 35,60 50,65 39,35 55,79 34,21 57,43 32,57 54,58 35,42 55,46 34,54
362/100 Casais Sto António Torres Vedras Furo 240,95 14,05 241,10 13,90 241,02 13,98 241,22 13,78 240,82 14,18 240,38 14,62 239,87 15,13 239,35 15,65 238,85 16,15 238,54 16,46 238,61 16,39 238,70 16,30 239,95 15,05
374/011 Matos Velhos Torres Vedras Furo 23,02 6,98 23,20 6,80 23,36 6,64 23,50 6,50 21,67 8,33 23,70 6,30 23,72 6,28 23,70 6,30 23,70 6,30 23,70 6,30 23,72 6,28 23,64 6,36 23,39 6,61
374/016 Bonabal Torres Vedras Furo 41,90 26,10 43,17 24,83 41,43 26,57 42,38 25,62 40,74 27,26 40,47 27,53 39,93 28,07 39,60 28,40 39,26 28,74 39,44 28,56 42,02 25,98 43,10 24,90 41,12 26,88
374/020 Paúl - Fonte Grada Torres Vedras Furo 38,20 33,80 38,20 33,80 38,19 33,81 38,54 33,46 38,49 33,51 38,60 33,40 38,78 33,22 38,53 33,47 38,53 33,47 38,51 33,49 38,52 33,48 38,66 33,34 38,48 33,52
375/014 Sarge Torres Vedras Furo 74,05 35,95 74,33 35,67 74,75 35,25 74,97 35,03 75,18 34,82 74,77 35,23 74,68 35,32 74,48 35,52 74,09 35,91 74,58 35,42 75,20 34,80 75,22 34,78 74,69 35,31
388/017 Carvoeira Mafra Furo 9,50 0,50 9,30 0,70 9,10 0,90 8,50 1,50 8,40 1,60 8,20 1,80 8,30 1,70 8,30 1,70 8,30 1,70 s/d s/d s/d s/d s/d 8,66 1,34
389/005 Moncova Torres Vedras Furo 154,43 19,57 154,57 19,43 154,67 19,33 154,77 19,23 154,65 19,35 154,57 19,43 154,47 19,53 154,33 19,67 154,11 19,89 154,01 19,99 154,05 19,95 154,09 19,91 154,39 19,61
415/007 Colares Sintra Furo 5,45 7,55 5,45 7,55 5,25 7,75 5,25 7,75 5,20 7,80 5,10 7,90 s/d s/d s/d s/d s/d s/d s/d s/d s/d s/d s/d s/d 5,28 7,72
Janeiro Agosto Setembro Outubro Novembro
N_Invent Lo cal Concelho T_Capt
MédiaDezembroFevereiro Março Abril Maio Junho Julho
101
ANEXO II – Análise Exploratória, Variografia e Estimação do
Parâmetro D (Método DRASTIC)
Figura A. 2. 1 – Análise exploratória dos dados de piezometria
102
Figura A. 2. 2 – Variograma experimental final com modelo ajustado, relativo à piezometria
Valores do variograma final Piezometria Major Range 12858 Anisotropia sem
Nugget sem Sill 328
Lag Size 1795 Number of Lags 8
Tabela A. 2. 1 – Modelo e parâmetros do variograma final, relativo à piezometria
Método de Interpolação Pesquisa da vizinhança local
IDW Maximum neighbours 10 Minimum neighbours 5
Sector type círculo
Ordinary Kriging Maximum neighbours 12 Minimum neighbours 6
Sector type círculo
Simple Kriging Maximum neighbours 11 Minimum neighbours 5
Sector type círculo
Universal Kriging Maximum neighbours 12 Minimum neighbours 6
Sector type círculo Tabela A. 2. 2 – Estratégia de pesquisa da vizinhança local para a estimação, relativo à
piezometria
103
ANEXO III – Material do Aquífero
Material do Aquífero Parâmetro A
Belasiano 6 Aluviões 8 Areias de duna e de praia 8 Areias e lenhitos de Póvoa de Santarém; Areias de Vila Nova da Rainha; Complexo de Ota
8 Brechas vulcânicas 4 Calcários do Dogger: Calcários de Cabo Mondego; Calcários e calcários dolomíticos; Calcários de Póvoa da Lomba 6
Calcários oolíticos, Calcários e dolomitos do Dogger: Calcários de Sicó (Ançã e Andorinha); Calcários oolíticos de Santo António e Candeeiros; Dolomitos de Cabo de Ares; Calcários com Nerinella e Gervilleia
10
Complexo de Benfica: Conglomerados, arilitos arcósicos, argilitos, Calcários de Alfornelos 6
Complexo vulcânico de Lisboa 4 Conglomerados, arenitos e pelitos de Alcanede e Runa 6 Cretácico inferior da Arrábida: Grés de Lagosteiros; Calcários com Chofatella;Calcários com corais;Margas com Toxaster; Grés superiores;Calcários com Orbitolina;Grés de Regatã
6
Cretácico inferior de Sintra-Cascais: Calcários com Trocholina; Calcários ferruginosos com A.leviathan; Calcários com Chofatella;Calcários recifais;Margas com Toxaster; Grés superiores;Calcários com Orbitolina;Grés inferiores
6
Cretácico inferior orla ocidental: Grés de Torres Vedras; Grés de Almargem; Arenitos de Carrascal; Grés de Palhaça e de Requeixo 6
Cretácico médio: Calcários de Barcarena; Calcários com Rudistas; Calcários de Costa d'Arnes; Grés de Furadouro; Calcários de Mamarrosa e Carrajão; Calcários Tentúgal 6
Depósitos arenosos da Estremadura 8 Depósitos do Maciço Calcário Estremenho 10 Diatomitos e linhitos de Rio Maior e Óbidos 6 Dunas 8 Filão dolerítico do Alentejo e outras rochas básicas 9 Filões e chaminés vulcânicas (basaltos, teralitos, etc) 9 Formaçães de Dagorda, Pereiros e Grés de Silves 2 Formação de Aguada e Barracão;Dep. de Carnide, Pombal, Águas Santas e S.Pedro de Muel 6
Formação de Bom Sucesso 4 Gabros e outras rochas básicas 4 Granitos 4 Grés superiores: Grés superiores com restos de vegetais e dinossauros 4 Jurássico inferior: Dolomitos de Coimbra; Margas e calcários de Quiaios e de S.Gião; Calcários e margas de Peniche; Calcários e margas de Tomar; Dolomitos, calcários dolomíticos e calcários de Achada
6
104
Material do Aquífero Parâmetro A
Jurássico superior: Camadas de Alcobaça; Camadas de Amaral; Margas de Abadia; Arcoses de Castanheira; Calcoxistos de Ramalhão; Calcários de S.Pedro; Calcários com A.jaccardi e intercalações de margas e conglomerados; Calc. de Montejunto; Calc. de Cabaços
4
Plano de água 0 Sienitos e Pulasquitos 4 Terraços, Areias e Cascalheiras 8 Titoniano da Orla Ocidental: Camadas de Freixial Pteroceriano"; Calcários de Farta Pão com Anch.lusitanica; Calcários e brechas recifais de Mem Martins; Calcários e margas do Cabo Espichel; Arenitos, conglomerados e argilas"
6
Tabela A. 3. 1– Material do Aquífero – Parâmetro A
105
ANEXO IV – Caraterísticas dos Solos
Classificação FAO
Classificação SROA Argila Slite + areia fina
Areia grossa
Matéria Orgânica
Índice S
Índice S
Cambissolos Cálcicos
Calcários Pardos,
Normais
Pc 17,1 57,5 25,4 1,41 5
6
Pcg 29,7 24,9 45,4 0,83 6
Pcs 22,0 53,5 24,5 1,93 5
Pcx 35,3 37,8 26,9 0,34 5
Ptc 16,4 65,1 18,5 0,78 6
Rc 11,2 25,0 63,8 1,44 9
Cambissolos Húmicos
Litólicos Húmicos
Mns 12,2 40,9 46,9 0,60 6 6
Cambissolos Êutricos
Litólicos Não Húmicos
Par 10,9 42,5 46,6 0,68 9
8
Pg 9,2 25,3 65,5 0,85 9
Pgm 3,1 41,0 55,9 0,90 9
Ppg 12,1 31,9 56,0 0,84 6
Psn 15,2 37,3 47,5 3,62 6
Vt 5,5 45,8 48,7 0,86 9
Vts 6,9 61,9 31,2 1,72 9
Cambissolos Crómicos
Litólicos Não Húmicos
(vermelhos)
Vf 9,4 57,0 33,6 3,79 5 5
Fluvissolos Calcários
Aluviossolos Modernos Calcários
Aac 24,7 59,4 15,9 1,52 3 3
Luvissolos Órticos
Mediterrâneos Pardos de
Materiais Não Calcários, Normais
Pgn 7,6 33,5 58,9 0,51 6
4 Ppx 8,4 52,7 38,9 4,62 3
Pmg 5,1 37,2 57,7 1,04 3
Px 16,7 54,7 28,6 6,37 5
Luvissolos Rodocrómicos
Cálcicos
Mediterrâneos Vermelhos de
Materiais Calcários, Normais
Vcc 22,1 54,0 23,9 1,32 4
4 Vcd 41,0 44,3 14,7 3,57 1
Pvc 14,2 60,0 25,9 1,75 6
Podzóis Órticos
Podzóis Com e Sem Surraipa
Ap 6,4 8,1 85,5 0,33 9
9 Pz 8,4 50,9 40,7 0,46 9
Ppt 7,2 35,6 57,2 1,06 9
Regossolos Êutricos
Regossolos Psamíticos
Rg 1,1 5,9 93,0 1,37 10 10
Vertissolos Crómicos
Barros Castanhos-
Avermelhados
Cb 20,7 35,4 43,9 0,94 7
7 Bvc 53,9 33,7 12,4 1,19 7
Cpv 35,7 28,4 5,9 1,02 7
Cbc 29,4 53,2 17,4 2,93 7
Solonchaks Gleizados
___ ___ ___ ___ ___ ___ 9 9
Tabela A. 4. 1 – Tipos de Solo, segundo a Classificação FAO e a Classificação SROA – Parâmetro S
106
ANEXO V – Impacto da Zona não Saturada
Litologia Parâmetro I
Aluviões 6
Andesitos 4
Areias e cascalheiras 8
Areias, calhaus rolados, arenitos pouco consolidados, argilas 6
Arenitos, calcários mais ou menos margosos, areias, cascalheiras, argilas 6
Arenitos, conglomerados, calcários, calcários dolomíticos, calcários margosos, margas 6
Basaltos 9
Calcários, calcários dolomíticos, calcários margosos, margas 6
Conglomerados, arenitos, calcários brancos, margas avermelhadas 6
Conglomerados, arenitos, calcários, calcários dolomíticos, calcários margosos, margas 6
Depósitos de vertente, areias superficiais e de terraço 8
Doleritos 9
Dunas e areias eólicas 8
Gabros 4
Granitos e rochas afins 4
Grês vermelhos (de Silves), conglomerados, margas, calcários geralmente dolomíticos 3
Mantos e tufos basálticos ou brechas vulcânicas 9
Sienitos 4
Tarquitos 4
Teschenitos 4
Tabela A. 5. 1 – Impacto da Zona Saturada – Parâmetro I
107
ANEXO VI – Condutividade Hidráulica
Litologia Condutividade
Hidráulica (m/dia)
"Basal Till" 10-7 - 5 x 10-1
"Loess" 10-2 - 100
Aluviões 100 - 103
Areia 10-1 - 5 x 102
Areia e Cascalheira 5 - 102
Arenito 5 x 10-5 - 2 x 101
Argila 5 x 10-7 - 10-3
Basalto 10-6 - 10-1
Calcário 5 x 10-6 - 100
Calcário Carsificado 10-1 - 103
Cascalheira 5 x 101 - 5 x 10-4
Dolomitos 10-4 - 10-1
Rochas Metamórfica /Ignea 10-8 - 100
Silte 10-3 - 10-1
Tufos e Brechas Vulcânicas 10-2 - 101
Xisto 5 x 10-8 - 10-4 Tabela A. 6. 1 – Condutividade Hidráulica – Parâmetro C
108
ANEXO VII - Estratos de Cobertura (Litologia)
Litologia Parâmetro O
Aluviões 0,7
Andesitos 0,6
Areias e cascalheiras 0,7
Areias, calhaus rolados, arenitos pouco consolidados, argilas 0,7
Arenitos, calcários mais ou menos margosos, areias, cascalheiras, argilas 0,7
Arenitos, conglomerados, calcários, calcários dolomíticos, calcários margosos, margas 0,8
Basaltos 0,8
Calcários, calcários dolomíticos, calcários margosos, margas 0,9
Conglomerados, arenitos, calcários brancos, margas avermelhadas 0,8
Conglomerados, arenitos, calcários, calcários dolomíticos, calcários margosos, margas 0,8
Depósitos de vertente, areias superficiais e de terraço 0,6
Doleritos 0,8
Dunas e areias eólicas 0,6
Gabros 0,6
Granitos e rochas afins 0,6
Grês vermelhos (de Silves), conglomerados, margas, calcários geralmente dolomíticos 0,5
Mantos e tufos basálticos ou brechas vulcânicas 0,8
Sienitos 0,6
Tarquitos 0,6
Teschenitos 0,6
Tabela A. 7. 1 – Classificação Litológica – Parâmetro O
109
Anexo VIII – Monitorização da Qualidade das Águas Subterrâneas
Ponto de Amostragem Área - Bacia
SUB0174 - 415/72 - RA5 Concelho Cascais (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 154
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 817
Nitratos (mg/L NO3) 0
Sulfatos (mg/L SO4) 56
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0164-317/225 Concelho de Alcobaça (Maciço Calcário Estremenho)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 36
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 737
Nitratos (mg/L NO3) 34
Sulfatos (mg/L SO4) 17
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0273-316/165 Concelho de Alcobaça (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 8,5
Cloretos (mg/L Cl) 86
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 758
Nitratos (mg/L NO3) 131
Sulfatos (mg/L SO4) 57
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
110
SUB0200 - 338/86 Concelho Óbidos (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 86
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 866
Nitratos (mg/L NO3) 25
Sulfatos (mg/L SO4) 58
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0279 - 338/180 Concelho Óbidos (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0,12
Cloretos (mg/L Cl) 85
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 773
Nitratos (mg/L NO3) 3
Sulfatos (mg/L SO4) 173
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0014
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0206-415/7-POÇO Concelho de Sintra (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 144
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1029
Nitratos (mg/L NO3) 23
Sulfatos (mg/L SO4) 68
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
111
SUB0208-416/74-SABUGO(FONTE) Concelho de Sintra (Pisões - Atrozela)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 53
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 251
Nitratos (mg/L NO3) 2
Sulfatos (mg/L SO4) 12
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0272 - 316/164 Concelho Caldas da Rainha (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 98
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 344
Nitratos (mg/L NO3) 13
Sulfatos (mg/L SO4) 8
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0,263
SUB0183-307/93 Concelho da Nazaré (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 33
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 140
Nitratos (mg/L NO3) 2
Sulfatos (mg/L SO4) 7
Tetracloroetileno (µg/L) 0,29
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
112
SUB0271-307/146 Concelho da Nazaré (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 60
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 305
Nitratos (mg/L NO3) 6
Sulfatos (mg/L SO4) 23
Tetracloroetileno (µg/L) 0,35
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0197-337/12 Concelho de Peniche (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 350
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 2500
Nitratos (mg/L NO3) 179
Sulfatos (mg/L SO4) 50
Tetracloroetileno (µg/L) 0,34
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,001
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0,0017
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0285-337/108 Concelho de Peniche (Paço)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 1,21
Cloretos (mg/L Cl) 88
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 941
Nitratos (mg/L NO3) 8
Sulfatos (mg/L SO4) 162
Tetracloroetileno (µg/L) 0,26
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,011
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 4,841
113
SUB0180-349/58 Concelho da Lourinhã (Paço)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 55
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 602
Nitratos (mg/L NO3) 145
Sulfatos (mg/L SO4) 81
Tetracloroetileno (µg/L) 0,36
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0181-350/122 Concelho da Lourinhã (Cesareda)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 34
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 801
Nitratos (mg/L NO3) 29
Sulfatos (mg/L SO4) 34
Tetracloroetileno (µg/L) 0,49
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0284-349/133 Concelho da Lourinhã (Paço)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 159
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1149
Nitratos (mg/L NO3) 30
Sulfatos (mg/L SO4) 134
Tetracloroetileno (µg/L) 0,44
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
114
SUB0286-349/135 Concelho da Lourinhã (Paço)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 72
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1037
Nitratos (mg/L NO3) 97
Sulfatos (mg/L SO4) 327
Tetracloroetileno (µg/L) 0,75
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0035
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0215-362/6 Concelho de Torres Vedras (Torres Vedras)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 82
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 361
Nitratos (mg/L NO3) 9
Sulfatos (mg/L SO4) 36
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0,001
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0287-362/130 Concelho de Torres Vedras (Torres Vedras)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0,08
Cloretos (mg/L Cl) 65
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 613
Nitratos (mg/L NO3) 0
Sulfatos (mg/L SO4) 24
Tetracloroetileno (µg/L) 0,4
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0026
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
115
SUB0288-362/131 Concelho de Torres Vedras (Torres Vedras)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 70
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 689
Nitratos (mg/L NO3) 19
Sulfatos (mg/L SO4) 71
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0289-362/132 Concelho de Torres Vedras (Torres Vedras)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 61
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 236
Nitratos (mg/L NO3) 3
Sulfatos (mg/L SO4) 12
Tetracloroetileno (µg/L) 0,6
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0,0016
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0290-374/129 Concelho de Torres Vedras (Torres Vedras)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 147
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 705
Nitratos (mg/L NO3) 6
Sulfatos (mg/L SO4) 24
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0012
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0,0032
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
116
SUB0291-374/130 Concelho de Torres Vedras (Torres Vedras)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0,09
Cloretos (mg/L Cl) 51
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 286
Nitratos (mg/L NO3) 0
Sulfatos (mg/L SO4) 61
Tetracloroetileno (µg/L) 0,34
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0,0097
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0416-362/11 Concelho de Torres Vedras (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 117
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 702
Nitratos (mg/L NO3) 22
Sulfatos (mg/L SO4) 27
Tetracloroetileno (µg/L) 0,51
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0021
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0,035
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
RQDT 080-307/20 Concelho de Alcobaça (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 27
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 217
Nitratos (mg/L NO3) 12
Sulfatos (mg/L SO4) 24
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
117
SUB0158-317/254 Concelho de Alcobaça (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 1152
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 4270
Nitratos (mg/L NO3) 0
Sulfatos (mg/L SO4) 292
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0159-307/121 Concelho de Alcobaça (Alpedriz)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0,54
Cloretos (mg/L Cl) 82
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 954
Nitratos (mg/L NO3) 0
Sulfatos (mg/L SO4) 40
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0093
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0163-317/177 Concelho de Alcobaça (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 24 Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1326
Nitratos (mg/L NO3) 23
Sulfatos (mg/L SO4) 65
Tetracloroetileno (µg/L) 0,21
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
118
SUB0165-317/235 Concelho de Alcobaça (Maciço Calcário Estremenho)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 24
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 710
Nitratos (mg/L NO3) 12
Sulfatos (mg/L SO4) 11
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0166-317/246 Concelho de Alcobaça (Maciço Calcário Estremenho)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 32
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 696
Nitratos (mg/L NO3) 19
Sulfatos (mg/L SO4) 47
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0167-327/81 Concelho de Alcobaça (Maciço Calcário Estremenho)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 31
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 686
Nitratos (mg/L NO3) 45
Sulfatos (mg/L SO4) 14
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
119
SUB0268-317/258 Concelho de Alcobaça (Maciço Calcário Estremenho)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 239
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1335
Nitratos (mg/L NO3) 25
Sulfatos (mg/L SO4) 34
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0274-316/166 Concelho de Alcobaça (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 204
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1870
Nitratos (mg/L NO3) 9
Sulfatos (mg/L SO4) 357
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0018
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0277-326/233 Concelho de Alcobaça (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 109
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1164
Nitratos (mg/L NO3) 4
Sulfatos (mg/L SO4) 207
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,001
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
120
SUB0294-316/169-RA5 Concelho de Alcobaça (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 47
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 312
Nitratos (mg/L NO3) 16
Sulfatos (mg/L SO4) 38
Tetracloroetileno (µg/L) 0,52
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0 SUB0341-296/C55 Concelho de Alcobaça (Vieira de Leiria - Marinha Grande)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 25
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 179
Nitratos (mg/L NO3) 7
Sulfatos (mg/L SO4) 6
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0013
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0340-296/25 Concelho Marinha Grande (Vieira de Leiria - Marinha Grande)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 31
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 171
Nitratos (mg/L NO3) 3
Sulfatos (mg/L SO4) 15
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0,0022
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
121
SUB0282 - 338/183 Concelho Óbidos (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado Nitratos (mg/L NO3) 506
Colheita de Amostras para Análise de Parâmetros Físico-Químicos
0
SUB0283 - 338/184 Concelho Óbidos (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Nitratos (mg/L NO3) 0
Colheita de Amostras para Análise de Parâmetros Físico-Químicos
0
SUB0293 - 338/185 Concelho Óbidos (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 72
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 597
Nitratos (mg/L NO3) 20
Sulfatos (mg/L SO4) 132
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0281 - 338/182 Concelho Bombarral (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 69
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 769
Nitratos (mg/L NO3) 157
Sulfatos (mg/L SO4) 134
Tetracloroetileno (µg/L) 0,26
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0,052
122
SUB0317 - 338/203 Concelho Bombarral (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 81
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1005
Nitratos (mg/L NO3) 5
Sulfatos (mg/L SO4) 109
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0 SUB0172 - 350/4 Concelho Cadaval (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado
Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 132
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 1159
Nitratos (mg/L NO3) 4
Sulfatos (mg/L SO4) 117
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
SUB0275 - 326/231 Concelho Caldas da Rainha (Caldas da Rainha - Nazaré)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 84
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 584
Nitratos (mg/L NO3) 31
Sulfatos (mg/L SO4) 85
Tetracloroetileno (µg/L) 0,25
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
123
SUB0239 - 430/274 Concelho Cascais (Orla Ocidental Indiferenciado)
Parâmetro Resultado Azoto amoniacal (mg/L NH4) 0
Cloretos (mg/L Cl) 63
Condutividade (µS/cm a 20ºC) 777
Nitratos (mg/L NO3) 12
Sulfatos (mg/L SO4) 61
Tetracloroetileno (µg/L) 0
Tricloroetileno (µg/L) 0
Arsénio (mg/L As) 0
Cádmio (mg/L Cd 0
Chumbo (mg/L Pb) 0
Mercúrio (mg/L Hg) 0
Pesticidas - Totais (µg/L) 0
Tabela A. 8. 1 – Dados de Monitorização de Qualidade das Águas Subterrâneas, relativos a 2010