universidade federal do rio grande do norte centro de ciÊncias exatas e … · 2020. 5. 10. · e...
TRANSCRIPT
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE
CENTRO DE CIÊNCIAS EXATAS E DA TERRA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM GEODINÂMICA
E GEOFÍSICA
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
HIDROQUÍMICA E VULNERABILIDADE DO SISTEMA AQUÍFERO
BARREIRAS NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PIRANGI/RN.
JANAÍNA MEDEIROS DA SILVA
ORIENTADOR: PROF. DR. JOSÉ GERALDO DE MELO
DISSERTAÇÃO N° 246/PPGG
NATAL/RN
FEVEREIRO 2020
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE
CENTRO DE CIÊNCIAS EXATAS E DA TERRA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM GEODINÂMICA
E GEOFÍSICA
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
JANAÍNA MEDEIROS DA SILVA
HIDROQUÍMICA E VULNERABILIDADE DO SISTEMA AQUÍFERO
BARREIRAS NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO PIRANGI/RN.
Dissertação apresentada em 07 de
Fevereiro de 2020 ao Programa de Pós-
Graduação em Geodinâmica e Geofísica
da Universidade Federal do Rio Grande
do Norte (PPGG/UFRN) como requisito à
obtenção ao Título de Mestre em
Geodinâmica e Geofísica, com área de
concentração em Geodinâmica.
Dissertação N° 246/PPGG
Banca Examinadora:
Prof. Dr. José Geraldo de Melo (Membro Interno – PPGG/UFRN)
Prof. Dr. Mickaelon Belchior Vasconcelos (Membro Externo - CPRM)
Prof. Dr. José Braz Diniz Filho (Membro Interno - UFRN)
“O conhecimento emerge apenas através
da invenção e da reinvenção, através da
inquietante, impaciente, contínua e
esperançosa investigação que os seres
humanos buscam no mundo, com o mundo e
uns com os outros.”
Paulo Freire
AGRADECIMENTOS
Assim como para muitos, o curso de mestrado foi, para mim, um período
desafiador e de enorme crescimento acadêmico, profissional e pessoal.
Contudo, apesar do meu esforço e dedicação, não cheguei aqui sozinha. Esse
trabalho é resultado da ação de muitos que direta ou indiretamente me
ajudaram a obter essa conquista.
Agradeço inicialmente à minha mãe Ozeneide e à minha avó Celina por
todo apoio, carinho e paciência que me concederam ao longo da vida. Os
ensinamentos dessas mulheres fortes me condicionaram/condicionam a me
tornar a melhor pessoa que posso ser hoje para mim e para o próximo. Sou
grata ao meu companheiro de vida João, por todo amor e por trilhar junto
comigo dias cada vez melhores, felizes. Apesar da nossa vida em aeroportos e
rodovias, estamos juntos e você sempre pode contar comigo. Ao meu irmão e
colega geocientista, sou grata pelo apoio e carinho não só durante este
período, mas ao longo da vida.
Agradeço imensamente ao meu orientador Geraldo, não apenas pelos
ensinamentos, coleguismo e confiança, mas por toda compreensão que
necessitei durante o curso do mestrado. Ao professor Braz que me ajudou na
melhoria deste trabalho com suas contribuições sempre pertinentes. Aos
professores Raquel e Mickaelon pelas importantes colaborações durante o
exame de qualificação e defesa, respectivamente. Agradeço à CAERN e ao
técnico Ronaldo pela ajuda e dedicação nas atividades de campo.
Agradeço aos meus amigos, Cris, Matheus, Hanna, Caio, Fernando, Paula,
Cleide, Alinne, Macau, Mateus, Cleidejane, Tarsila, Débora, Paulo, e outros
tantos que a geologia me proporcionou conhecer e carregar para meu
cotidiano, mesmo a longa distância. Estar com vocês é a dose que preciso para
seguir em frente. Obrigada pela força!
Agradeço o apoio dos meus colegas de trabalho da Secretaria Executiva
de Meio Ambiente de Paulista/PE, com enorme carinho ao Núcleo de
Licenciamento Ambiental, ao qual honrosamente me integro. Sou sortuda por
encontrar vocês como colegas e amigos de trabalho.
Agradeço aos meus colegas de trabalho do DACT/URFN, aos quais tive a
chance de partilhar o cotidiano e aprendizado durante seis anos como
servidora desta instituição. Imensa gratidão a vocês.
Por fim, mas essencial, agradeço à UFRN e às políticas governamentais de
incentivo e fortalecimento do ensino universitário público, gratuito e de
qualidade que finalmente o Brasil pode apreciar e aplicar como instrumento de
ascensão social e modificador da realidade de muitas pessoas.
vii
RESUMO
A área de estudo está inserida na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi, Região
Metropolitana de Natal, abrangendo 370 km². O Sistema Aquífero Barreiras
(SAB) na área de estudo apresenta elevado potencial hidrogeológico e a
captação de suas águas tem sido imprescindível para o abastecimento hídrico
das populações urbanas e rurais e desenvolvimento industrial e agrícola da
região. Contudo, o crescimento urbano desordenado e a adoção de práticas
agrícolas inapropriadas tem ameaçado a qualidade desse manancial
subterrâneo. Face ao exposto, esse estudo avalia o comportamento
hidroquímico e qualidade das águas do SAB na região da Bacia Hidrográfica do
Rio Pirangi, além de realizar o mapeamento da vulnerabilidade natural e
antrópica à contaminação do aquífero. As análises consideram mapeamento de
uso e ocupação do solo. Para o estudo hidroquímico, foi definida uma rede de
monitoramento com 30 poços seguido de uma campanha de coletas e análises
físico-químicas de amostras de água. A interpretação dos resultados foi
efetuada mediante mapas de isovalores e diagramas hidroquímicos. No tocante
à qualidade hídrica, as águas subterrâneas foram avaliadas para consumo
humano, fins agrícolas e uso industrial. O mapeamento da vulnerabilidade do
SAB à contaminação foi realizado aplicando os métodos GOD, DRASTIC e IS
com base na análise e interpretação de 38 perfis litológicos de poços
distribuídos na área de estudo e de dados cartográficos de trabalhos
anteriores. Apesar das variações hidroquímicas observadas nos diferentes
setores, de modo geral, as águas subterrâneas do SAB na área de estudo se
caracterizam como levemente ácidas e de baixa salinidade, abrangendo
predominantemente as fácies cloretadas sódicas magnesianas (Na+-Mg2+-Cl-) e
cloretadas sódicas (Na+-Cl-). O aspecto climático é o principal fator controlador
da química dessas águas, com a influência de fatores antrópicos do
desenvolvimento urbano e de atividades agrícolas (contaminação por nitrato).
Quanto à qualidade, 70% das amostras avaliadas podem ser destinadas ao
consumo humano; para fins agrícolas, não há restrição ao uso; e para
aplicação industrial constatou-se principalmente restrições às indústrias de
papel, têxtil, cerveja, laticínios e conserva. O mapeamento da vulnerabilidade à
contaminação do SAB resultou para zona urbana índice de vulnerabilidade
viii
predominantemente baixo e intermediário através dos métodos GOD e
DRASTIC e índice intermediário através do método IS. Nas zonas de
desenvolvimento agrícola e no domínio de lagoas e dunas com pouca
intervenção humana, determinou-se, através dos métodos DRASTIC e IS,
índices de vulnerabilidade baixo e intermediário, enquanto pelo método GOD
há predominância de alta vulnerabilidade.
Palavras-chave: Sistema Aquífero Barreiras; Bacia Hidrográfica do Rio
Pirangi; Avaliação hidrogeoquímica; Qualidade das águas subterrâneas;
vulnerabilidade de aquífero à contaminação.
ix
ABSTRACT
The study area is located in the Pirangi River Basin, Metropolitan Region of
Natal, covering 370 km². The Barreiras Aquifer System (SAB) in the study area
has high hydrogeological potential and the capture of its waters has been
essential for the water supply of urban and rural populations and the industrial
and agricultural development of the region. However, disordered urban growth
and the adoption of inappropriate agricultural practices have threatened the
quality of this underground spring. Based on the above, this study evaluates the
hydrochemical behavior and water quality of SAB in the Pirangi River Basin
region, as well as mapping the natural and anthropic vulnerability to aquifer
contamination. The analyzes consider mapping of land use and occupation. For
the hydrochemical study, a 30-well monitoring network was defined, followed by
a collection campaign and physicochemical analysis of water samples. The
interpretation of the results was made through isovalor maps and
hydrochemical diagrams. Regarding water quality, groundwater was evaluated
for human consumption, agricultural purposes and industrial use. The mapping
of SAB vulnerability to contamination was performed by applying GOD,
DRASTIC and IS methods based on the analysis and interpretation of 38
lithological profiles of wells distributed in the study area and cartographic data
from previous works. Despite the hydrochemical variations observed in the
different sectors, SAB groundwater in the study area is generally characterized
as slightly acidic and of low salinity, predominantly encompassing magnesian
sodium chloride (Na + - Mg2 + - Cl-) and chlorinated sodium facies. (Na + - Cl-).
The climatic aspect is the main controlling factor of the chemistry of these
waters, with the influence of anthropogenic factors of urban development and
agricultural activities (nitrate contamination). As for quality, 70% of the samples
evaluated can be destined for human consumption; for agricultural purposes
there is no restriction on use; and for industrial application there were mainly
restrictions on the paper, textile, beer, dairy and canning industries. The
mapping of vulnerability to SAB contamination resulted in a predominantly low
and intermediate vulnerability index for the urban zone through the GOD and
DRASTIC methods and an intermediate index through the IS method. In the
areas of agricultural development and in the area of lagoons and dunes with
x
little human intervention, low and intermediate vulnerability indices were
determined using the DRASTIC and IS methods, while the GOD method has a
predominance of high vulnerability.
Keywords: Barrier Aquifer System; Pirangi River Basin; Hydrochemical
Evaluation; Groundwater Quality; aquifer vulnerability to contamination.
xi
SUMÁRIO
RESUMO .........................................................................................................vii
ABSTRACT ......................................................................................................ix
LISTA DE FIGURAS ....................................................................................... xiv
LISTA DE TABELAS ...................................................................................... xix
1. INTRODUÇÃO ..........................................................................................20
1.1 Justificativa .........................................................................................20
1.2 Objetivos .............................................................................................21
1.2.1 Objetivo Geral ...............................................................................21
1.2.2 Objetivos Específicos ...................................................................21
1.3 Localização da área de estudo............................................................21
1.4 Atividades Metodológicas ....................................................................22
1.4.1 Pesquisa Bibliográfica ..................................................................22
1.4.2 Atividade de Pré-campo ...............................................................23
1.4.3 Balanço hídrico e avaliação climatológica.....................................23
1.4.4 Atividade de Campo .....................................................................23
1.4.5 Tratamento dos dados, elaboração e interpretação de mapas
temáticos e diagramas hidroquímicos ........................................................25
1.4.6 Qualidade das águas subterrâneas quanto aos usos ...................26
1.4.7 Aplicação dos métodos de avaliação de vulnerabilidades de
aquífero .....................................................................................................27
2. CONDICIONANTES AMBIENTAIS ...........................................................28
2.1 Clima ...................................................................................................28
2.2 Balanço Hídrico e Avaliação Climatológica .........................................31
2.3 Hidrografia ..........................................................................................34
2.4 Geologia .............................................................................................35
2.5 Contexto tectonoestrutural ..................................................................38
2.6 O Sistema Aquífero Barreiras .............................................................40
2.7 Uso e ocupação do solo ......................................................................41
3. REVISÃO DA LITERATURA .....................................................................45
3.1 Importância das águas subterrâneas e impactos ambientais potenciais
na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi ............................................................45
3.2 Parâmetros de qualidade de água ......................................................48
3.2.1 Condutividade Elétrica (CE) ..........................................................48
xii
3.2.2 Sólidos Totais Dissolvidos (STD) ..................................................49
3.2.3 pH .................................................................................................49
3.2.4 Constituintes iônicos principais .....................................................49
3.3 Vulnerabilidade à contaminação das águas subterrâneas...................52
3.4 Trabalhos anteriores desenvolvidos na área de estudo ......................54
3.4.1 CAERN (2001 - 2013) ...................................................................55
3.4.2 LUCENA et al. (2004) ...................................................................56
3.4.3 FERNANDES (2010) ....................................................................58
3.4.4 ANA (2012) ...................................................................................60
3.4.5 ASSUNÇÃO (2016) ......................................................................64
3.4.6 MELO et al. (2017) .......................................................................66
4. ARTIGO 01 - HIDROQUÍMICA E CONTAMINAÇÃO DAS ÁGUAS
SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUIFERO BARREIRAS NA BACIA DO
RIO PIRANGI ...................................................................................................69
1. INTRODUÇÃO .......................................................................................71
2. CARACTERÍSTICAS GERAIS DA ÁREA DE ESTUDO .........................72
3. MATERIAIS E MÉTODOS ......................................................................74
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES ...........................................................75
5. CONCLUSÃO ........................................................................................84
AGRADECIMENTOS ....................................................................................85
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..............................................................85
5. QUALIDADE DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUÍFERO
BARREIRAS NA BACIA DO RIO PIRANGI QUANTO AOS USOS
PREPONDERANTES ......................................................................................89
5.1 Consumo Humano ..............................................................................89
5.2 Irrigação ..............................................................................................92
5.3 Uso Industrial ......................................................................................95
6. ARTIGO 02 - MAPEAMENTO DA VULNERABILIDADE À
CONTAMINAÇÃO DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUÍFERO
BARREIRAS NA BACIA DO RIO PIRANGI/RN UTILIZANDO OS MÉTODOS
GOD, DRASTIC E IS. ......................................................................................98
1. INTRODUÇÃO ..................................................................................... 100
2. ÁREA DE ESTUDO .............................................................................. 101
3. MATERIAIS E MÉTODOS .................................................................... 103
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES ......................................................... 111
xiii
5. CONCLUSÕES .................................................................................... 122
AGRADECIMENTOS .................................................................................. 123
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................ 124
7. CONCLUSÕES ....................................................................................... 127
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS .............................................................. 130
xiv
LISTA DE FIGURAS
Fig. Descrição Pág.
1.1 Localização da área de estudo 22
1.2
Representação de procedimentos de campo - análise de
parâmetros físicos das águas subterrâneas in loco e coleta de
amostras.
25
2.1
Média das precipitações anuais dos municípios que compõem a
Bacia do Rio Pirangi (RMN). Fonte: Monitoramento
Pluviométrico EMPARN, disponível em
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php>.
30
2.2
Representação gráfica do balanço hídrico para a área de estudo
para o período de 1987 a 2017. P – Precipitação; ETP –
Evapotranspiração Potencial; ETR – Evapotranspiração Real.
32
2.3 Malha hidrográfica da Bacia do Rio Pirangi (RMN). 35
2.4 Unidades litoestratigráficas e perfil geomorfológico da Bacia do
Rio Pirangi - RMN. Adaptado de ARAÚJO et al. (2006). 36
2.5 Coluna estratigráfica da RMN. 36
2.6 Mapa Geológico da área de estudo. Adaptado de ANA (2012) e
ALVES (2015). 38
2.7 Seções hidrogeológicas do Sistema Aquífero Barreiras na Bacia
do Rio Pirangi. MELO et al., 2014. 41
2.8 Zoneamento de uso e ocupação do solo na Bacia Hidrográfica
do Rio Pirangi/RN. MELO et al., 2017. 43
2.9
Zoneamento de uso de ocupação do solo da Bacia do Rio
Pirangi com fotos representando os diferentes contextos
ambientais. Adaptado de MELO et al., 2017. Fotos: Street View
Google.
44
3.1 Usos das águas subterrâneas captadas no SAB na Bacia do Rio
Pirangi. Adaptado de ALVES, 2016. 46
3.2 Rede de monitoramento para coleta de amostras realizadas de
2001 até 2013 pela CAERN. 55
3.3 Distribuição espacial da condutividade elétrica (µS/cm) no setor 57
xv
leste da Bacia do Rio Pirangi. LUCENA et al., 2004.
3.4 Diagrama de Piper caracterizando as águas do SAB no setor
leste da Bacia do Rio Pirangi. LUCENA et al., 2004. 58
3.5
Distribuição espacial da condutividade elétrica (µS/cm) no setor
norte da Bacia do Rio Pirangi. Adaptado de FERNANDES
(2010).
59
3.6
Distribuição espacial da concentração de nitrato (mg/L de N-
NO3-) no setor norte da Bacia do Rio Pirangi. Adaptado de
FERNANDES (2010).
59
3.7
Zoneamento hidroquímico das águas subterrâneas do SAB na
Região Metropolitana de Natal. Destaque para a Bacia do Rio
Pirangi. Adaptado de ANA, 2012.
62
3.8
Mapeamento da Vulnerabilidade natural do SAB à
contaminação utilizando o método GOD na Região
Metropolitana de Natal. Destaque para a Bacia do Rio Pirangi.
Adaptado de ANA, 2012.
63
3.9
Diagramas de Piper caracterizando as águas do SAB na Bacia
do Rio Pirangi conforme as zonas de uso e ocupação do solo: A
(zona urbana consolidada), B (ecossistema de dunas e lagoas)
e C (domínio de atividades agrícolas). ASSUNÇÃO, 2016.
65
3.10 Distribuição espacial da concentração de nitrato (mg/L de N-
NO3-) na Bacia do Rio Pirangi. ASSUNÇÃO, 2016.
65
3.11
Mapeamento da vulnerabilidade natural e antrópica do SAB à
contaminação no município de Parnamirim/RN – Setor norte da
Bacia do Rio Pirangi através do método VAN com identificação
de fontes de contaminação. MELO et al., 2017.
67
3.12
Mapeamento da vulnerabilidade natural do SAB à contaminação
na Bacia do Rio Pirangi através do método GOD com
identificação de fontes de contaminação. MELO et al., 2017.
68
3.13
Mapeamento da vulnerabilidade natural do SAB à contaminação
na Bacia do Rio Pirangi através do método DRASTIC. MELO et
al., 2017.
68
Art.1 Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi com delimitação das zonas de 72
xvi
Fig.1 Uso de ocupação do solo e pontos de coleta de amostras de
água.
Art.1
Fig.2
Mapa Geológico da Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi. Adaptado
de ANA (2012). 74
Art.1
Fig.3
Distribuição espacial de Condutividade Elétrica (µS/cm) na
Bacia do Rio Pirangi considerando as zonas de uso e ocupação
do solo.
79
Art.1
Fig.4
Distribuição espacial da concentração do íon nitrato (mg/L de N)
na Bacia do Rio Pirangi considerando as zonas de uso e
ocupação do solo.
79
Art.1
Fig.5
Diagrama de Piper classificando as águas subterrâneas da área
de estudo. 82
Art.1
Fig.6
Diagrama de Durov Expandido classificando as águas
subterrâneas da área de estudo. 83
Art.1
Fig.7
Diagrama de Gibbs representando os fatores controladores das
águas subterrâneas da área de estudo. 84
5.1
Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo
humano quanto à concentração de sólidos totais dissolvidos
(mg/L).
90
5.2 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo
humano quanto à concentração de nitrato (mg/L de N-NO3-).
90
5.3 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo
humano quanto à concentração de cloreto (mg/L). 91
5.4 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo
humano quanto à concentração de sódio (mg/L). 91
5.5 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo
humano quanto à concentração de Ferro (mg/L). 91
5.6
Classificação das águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi quanto
à salinidade e sadicidade. Representação por subárea conforme
as zonas de uso e ocupação do solo estabelecidas.
95
5.7
Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso
industrial quanto à concentração de sólidos totais dissolvidos
(mg/L).
96
xvii
5.8 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso
industrial quanto à concentração de nitrato (mg/L de N-NO3-).
97
5.9 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso
industrial quanto à concentração de cloreto (mg/L). 97
5.10 Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso
industrial quanto à concentração de ferro (mg/L). 97
Art.2
Fig.1
Localização da Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi - Região
Metropolitana de Natal. 102
Art.2
Fig.2
Unidades litoestratigráficas e perfil geomorfológico da Bacia do
Rio Pirangi - Região Metropolitana de Natal. Adaptado de
ARAÚJO et al. (2006).
103
Art.2
Fig.3
Base de dados cartográficos utilizados na avaliação da
vulnerabilidade natural do SAB na Bacia do Rio Pirangi a partir
do método GOD. A - Grau de confinamento do aquífero
(Parâmetro G). B – Material da zona não saturada (Parâmetro
O). C - Profundidade ao lençol freático (Parâmetro D).
114
Art.2
Fig.4
Base de dados cartográficos utilizados na avaliação da
vulnerabilidade natural do SAB na Bacia do Rio Pirangi a partir
do método DRASTIC. A - Profundidade ao lençol freático
(Parâmetro D); B – Recarga pluviométrica (Parâmetro R), ANA
(2012); C – Material do aquífero (Parâmetro A); D – Tipos de
solo (Parâmetro S), IBGE; E – Declividade do terreno
(Parâmetro T), (UGSS); F – Material da zona não saturada
(Parâmetro I); G – Condutividade Hidráulica (Parâmetro C),
MELO et al. (2017).
115
–
116
Art.2
Fig.5
Base de dados cartográficos utilizados na avaliação da
vulnerabilidade natural do SAB na Bacia do Rio Pirangi a partir
do método IS. A - Profundidade ao lençol freático (Parâmetro
D); B – Recarga pluviométrica (Parâmetro R), ANA (2012); C –
Material do aquífero (Parâmetro A); D – Declividade do terreno
(Parâmetro T); E – Uso e ocupação do solo (Parâmetro US),
MELO et al. (2017).
117
–
118
Art.2 Avaliação de vulnerabilidade natural à contaminação do SAB na 119
xviii
Fig.6 Bacia do Rio Pirangi pelo método GOD.
Art.2
Fig.7
Avaliação de vulnerabilidade natural à contaminação do SAB na
Bacia do Rio Pirangi pelo método DRASTIC. 121
Art.2
Fig.8
Figura 8 - Avaliação de vulnerabilidade natural à contaminação
do SAB na Bacia do Rio Pirangi pelo método IS. 122
xix
LISTA DE TABELAS
Tab. Descrição Pág.
2.1
Variáveis climáticas da RMN. T – Temperatura; P –
Precipitação; V – Velocidade dos ventos; U – umidade relativa
do ar; I – Insolação. Fonte: Estação Climatológica da UFRN
(1996 - 2017).
28
2.2
Valores de precipitação anuais dos municípios que compõem a
Bacia do Rio Pirangi (RMN). Fonte: Monitoramento
Pluviométrico EMPARN, disponível em
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php
>.
29
2.3
Balanço hídrico para a área de estudo envolvendo o período de
1987 – 2017. Valores de T e P obtidos através da estação
climatológica da UFRN. T – temperatura; P – precipitação; ETP
–Evapotranspiração potencial; ETR – Evapotranspiração real;
VRS – Variação Reserva útil no Solo; RU – Reserva Útil; D –
Déficit Hídrico; Exc – Excedente Hídrico; Esc – Escoamento
superficial.
32
2.4 Caracterização climática de acordo com o valor do índice
Global – Ig. Fonte: OMETTO, 1981. 34
2.5 Caracterização climática quanto a eficiência térmica ou
segundo a ETP. Fonte: OMETTO, 1981. 34
3.1
Exemplos de métodos de avaliação da vulnerabilidade do
aquífero e parâmetros de análise. Adaptado de CRISPIM,
2016.
54
Art.1
Tab.1
Avaliação estatística dos resultados das análises físico
químicas proveniente de 30 amostras, considerando as zonas
de uso e ocupação do solo.
76
Art.1
Tab.2 Matriz de correlação entre os parâmetros químicos. 78
5.1 Classificação das águas subterrâneas para uso agrícola
conforme a salinidade e a sadicidade. Adaptado de United 92
xx
States Salinity Laboratory.
5.2
Classes de restrição ao uso das águas para fins agrícolas
conforme os níveis de sódio e cloreto. Adaptado de AYERS &
WETOCT, 1994.
94
5.3
Avaliação da qualidade das águas para fins industriais
diversos. Adaptado de MATHESS (1982), DRISCOLL (1986) e
SZIKSZAY (1993).
95
Art.2
Tab.1
Parâmetros e valores inerentes à avaliação da vulnerabilidade
de aquífero à contaminação pelo método GOD. Adaptado de
FOSTER et al. (2006).
106
Art.2
Tab.2
Classes de vulnerabilidade à contaminação de aquífero pelo
método GOD. Adaptado de FOSTER et al. (2006). 106
Art.2
Tab.3
Parâmetros e valores inerentes à avaliação da vulnerabilidade
de aquífero à contaminação pelo método DRASTIC. Adaptado
de ALLER et al. (1987).
107
Art.2
Tab.4
Classes de vulnerabilidade à contaminação de aquífero pelo
método DRASTIC. Adaptado de ALLER et al. (1987). 107
Art.2
Tab.5
Parâmetros e valores inerentes à avaliação da vulnerabilidade
de aquífero à contaminação pelo método IS. Adaptado de
FRANCÊS et al. (2001).
108
Art.2
Tab.6
Parâmetro US e valor inerentes à avaliação da vulnerabilidade
de aquífero à contaminação pelo método IS. Adaptado de
FRANCÊS et al. (2001).
109
Art.2
Tab.7
Classes de vulnerabilidade à contaminação de aquífero pelo
método IS. Adaptado de FRANCÊS et al. (2001). 110
Art.2
Tab. 8 Determinação do risco à contaminação de aquífero. 111
20
1. INTRODUÇÃO
O presente trabalho, intitulado “Hidroquímica e vulnerabilidade do Sistema
Aquífero Barreiras na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi/RN”, apresenta e discute os
fundamentos teóricos e resultados obtidos durante o desenvolvimento do curso de
mestrado pelo Programa de Pós-Graduação em Geodinâmica e Geofísica (PPGG)
da Universidade Federal do Rio Grande do Norte (UFRN). Esse estudo é vinculado
ao projeto da Rede FINEP/CNPq – CT – Hidro sob o título “Potencialidades e
definição de estratégias de manejo das águas subterrâneas da região de
Parnamirim/RN”.
1.1 Justificativa
O Sistema Aquífero Barreiras (SAB) na Região Metropolitana de Natal (RMN) é
notoriamente reconhecido pelo alto potencial hidrogeológico. DINIZ FILHO et al.
(2010) ressalta a importância desse aquífero como a principal fonte hídrica segura e
permanente para atendimento das demandas urbanas da RMN, com destaque para
a zona sul de Natal e a cidade de Parnamirim, cujas reservas tem garantido
extrações contínuas através de poços, ao longo dos últimos cinquenta anos, sem
que tenham ocorrido ameaças de exaustão das reservas. Na Bacia Hidrográfica do
Rio Pirangi (área de estudo), as águas do SAB são imprescindíveis para o
abastecimento das populações urbanas e rurais e desenvolvimento econômico da
região.
A cidade de Parnamirim, localizada no setor norte da Bacia Hidrográfica do Rio
Pirangi, contém população atual estimada em 261.469 habitantes (IBGE, 2019) e a
maior taxa de crescimento dentre os municípios da RMN: 7 mil pessoas para
moradia por ano (IBGE, 2015). Esse ‘boom’ populacional decorre de momento
econômico impulsionado pelo crescimento na indústria, comércio e serviços,
demandando ao poder público não só melhores e maiores serviços urbanos, como
também medidas de proteção para os recursos naturais com base nos preceitos do
desenvolvimento sustentável. A urbanização rápida e sem planejamento adequado
ocorreu e ocorre em várias regiões do planeta e afeta consideravelmente o meio
ambiente, sobretudo a qualidade dos recursos hídricos subterrâneos.
Além disso, a agropecuária desenvolvida no domínio oeste da Bacia Hidrográfica
do Rio Pirangi constitui outra ameaça aos recursos hídricos subterrâneos. Apesar de
ser de significativa importância para o abastecimento alimentício local, tal atividade
21
vem ocorrendo a partir de sistemas de irrigação sem controle do uso de
agroquímicos. Essa prática pode comprometer a disponibilidade e a qualidade
hídrica dos mananciais subterrâneos.
Face ao exposto e da carência de estudos na região, que aborde tanto os
aspectos hidroquímicos e de qualidade das águas quanto os de vulnerabilidade do
aquífero à contaminação, é fundamental melhor investigação e avaliação das águas
subterrâneas do SAB. Esse estudo compõe ferramenta importante para definição de
estratégias de manejo sustentável na Bacia Hidrográfica do Rio Pirang por parte dos
órgãos ambientais competentes e/ou entidades não governamentais.
1.2 Objetivos
1.2.1 Objetivo Geral
Este estudo tem como objetivo central avaliar hidroquimicamente as águas do
SAB na área da Bacia do Rio Pirangi, permitindo classificá-las de acordo com as
fácies hidroquímicas, avaliar o grau de contaminação das mesmas e orientar o uso
de acordo com a qualidade das águas. Além disso, pretende-se discutir aspectos da
vulnerabilidade natural e antrópica do SAB à contaminação.
1.2.2 Objetivos Específicos
I. Desenvolver o Balanço Hídrico e Avaliação climátológica da área de estudo;
II. Definir rede de monitoramento de poços;
III. Executar estudos hidroquímicos e de qualidade das águas;
IV. Relacionar a qualidade das águas quanto aos usos destinados;
V. Avaliar a contaminação das águas subterrâneas por nitrato na região;
VI. Avaliar a vulnerabilidade natural e antrópica do Sistema Aquífero Barreiras na
área de estudo a partir dos métodos GOD, DRASTIC e IS.
VII. Avaliar o perigo e risco à poluição do SAB com base nos setores de uso e
ocupação do solo e aspectos da vulnerabilidade natural.
1.3 Localização da área de estudo
A área de estudo está inserida na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi, litoral
oriental do estado do Rio Grande no Norte, abrangendo os municípios de Natal,
Parnamirim, Macaíba, Nísia Floresta, São José de Mipibú e Vera Cruz, os quais,
com exceção do último, fazem parte da RMN (Figura 1.1).
22
A Bacia hidrográfica do Rio Pirangi compreende superfície total de 436 km2,
contudo a área objeto deste trabalho abrange especificamente a região principal do
município de Parnamirim e arredores, com superfície total de 370 km2. Esta bacia é
constituída pelas sub-bacias dos rios Pitimbu, Taborda e Pium. As principais vias de
acesso à área de estudo são a BR-101, que a corta a área de norte a sul, e a BR-
304 que permite o acesso na direção leste-oeste.
1.4 Atividades Metodológicas
A pesquisa em questão se desenvolveu conforme as atividades metodológicas
relacionadas a seguir:
1.4.1 Pesquisa Bibliográfica
Foi realizada ampla pesquisa e análise de dados bibliográficos em âmbito local e
regional (artigos científicos, relatórios de pesquisa, dissertações, teses, normativas e
bases cartográficas) principalmente sobre dados climáticos, estudos geológicos,
Figura 1.1 – Localização da área de estudo.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
23
higrogeológicos e hidroquímicos, uso e ocupação do solo e expansão urbana, usos e
qualidade das águas subterrâneas, contaminação das águas subterrâneas e
métodos de avaliação de vulnerabilidade de aquíferos.
1.4.2 Atividade de Pré-campo
A partir das informações obtidas na etapa anterior, foram elaborados mapas
iniciais para melhor orientação do trabalho de campo. No tocante à avaliação
hidroquímica, foram feitos mapas preliminares de localização com as vias de acesso,
isovalores de condutividade elétrica (CE), sólidos totais dissolvidos (STD) e do íon
nitrato (NO3-), considerando as diferentes zonas de uso e ocupação do solo
adotadas. Essa etapa permitiu a predefinição da rede de poços para as coletas de
água, considerando além dos parâmetros mencionados, a melhor distribuição
geográfica dos poços na área de estudo. Na presente etapa foram utilizados os
softwares ArcGis 10.5®, Corel Draw X7® e Google Earth Pro®.
1.4.3 Balanço hídrico e avaliação climatológica
O Balanço Hídrico foi realizado segundo o Método de THORNTHWAITE &
MATTER (1955). Os valores de temperatura e precipitação são médias do período
de 1987 a 2017 (série histórica), os quais foram obtidos através da Estação
Climatológica da UFRN/Departamento de Geografia. Os valores de
evapotranspiração potencial (ETP) foram calculados mês a mês pela Fórmula de
Turc, a qual é aplicada para regiões onde a umidade relativa do ar é superior a 50%.
A avaliação climática foi realizada com base no índice global e no índice de aridez
ou quanto a eficiência térmica (OMETTO, 1981).
1.4.4 Atividade de Campo
O trabalho de campo foi realizado com a finalidade de reconhecimento da área
de estudo, estabelecimento da rede de monitoramento dos poços, medição em
campo de parâmetros hidroquímicos (pH, CE, STD e temperatura) e coleta de
amostras para análise em laboratório (Figura 1.2). Esta etapa ocorreu nos dias 24,
25 e 30 de novembro de 2017, sendo cadastrados 30 poços tubulares. Em cada
poço, os parâmetros hidroquímicos listados anteriormente foram coletados utilizando
o condutivímetro TLC Solinst®. Antes da ida a campo, o equipamento foi
devidamente calibrado para tais parâmetros, proporcionando a confiabilidade dos
dados. De cada poço cadastrado foi coletado uma amostra de água para
24
caracterização hidroquímica em laboratório dos parâmetros: pH, CE, STD e dos íons
sódio (Na+), potássio (K+), cálcio (Ca2+), magnésio (Mg2+), ferro (Fe2+), cloreto (Cl-),
bicarbonato (HCO3-), sulfato (SO4
2-) e nitrato (NO3-). Tanto para obtenção dos dados
in situ como para a coleta das amostras enviadas ao laboratório, deixou-se a torneira
(destinada à coleta) completamente aberta por, no mínimo, cinco minutos,
objetivando esgotar a água estagnada nas tubulações. Para obtenção dos dados em
campo, um copo descartável foi lavado duas a três vezes com a água proveniente
do poço e por fim, preenchido com a água. Antes de introduzir o eletrodo do
equipamento no copo, aquele foi lavado com água destilada. O eletrodo foi inserido
na amostra, ambientando-o. A água foi desprezada e finalmente, encheu-se mais
uma vez o copo com água e introduziu o eletrodo. Quando os valores exibidos pelo
equipamento se estabilizaram, os dados foram anotados. Esse procedimento foi
repetido em todos os poços. Para a coleta das amostras destinadas ao laboratório
foram utilizadas garrafas plásticas (com tampa rosqueável) limpas e secas com
capacidade aproximada de 1,5 L, fornecidas pelo laboratório. As garrafas foram
lavadas com a própria água a ser amostrada três vezes e preenchidas com o volume
desejável. Tomou-se o cuidado para não encostar a boca da garrafa na torneira
evitando contaminações. As garrafas foram devidamente fechadas e etiquetadas
(identificação). Após coletadas, as amostras foram adequadamente refrigeradas em
caixa térmica com gelo (temperatura aproximada de 10 °C) em curto prazo e em
seguida entregues ao laboratório. O laboratório responsável pelas análises químicas
foi o Aquanalous Laboratório.
25
1.4.5 Tratamento dos dados, elaboração e interpretação de mapas
temáticos e diagramas hidroquímicos
Os dados obtidos durante a atividade de campo e os resultados laboratoriais
foram organizados em tabelas para melhor visualização das informações. Antes da
utilização dos dados para posterior interpretação foram realizados o balanço iônico e
o cálculo do erro cometido em análises químicas, garantindo a confiabilidade dos
dados. Trata-se da diferença percentual entre o somatório dos cátions e dos ânions,
Figura 1.2 – Representação de procedimentos de campo - análise de parâmetros físicos das
águas subterrâneas in loco e coleta de amostras.
26
como tendo como base a equação proposta por LOGAN (1965) (Equação 1.1) a
seguir:
(𝐄%) = (𝐫 ∑ 𝐧 − 𝐫 ∑ 𝐩
𝐫 ∑ 𝐩 + 𝐫 ∑ 𝐧) ∗ 𝟏𝟎𝟎 (𝐄𝐪𝐮𝐚çã𝐨 𝟏. 𝟏)
Sendo,
rΣp = Concentração total dos cátions em miliequivalente por litro (meq/L)
rΣn = Concentração total dos ânions em miliequivalente por litro (meq/L)
Os valores inseridos são em mEq/L. SCHOELLER (1962) admite que o erro do
balanço iônico não pode ser superior a 5% para que a análise seja aceita como
correta. Feito o balanço iônico, foi efetuada a análise estatística simples (média,
mediana, mínimo, máximo e desvio padrão) dos resultados utilizando o software
Excel 10®. A matriz de correlação entre os parâmetros CE, STD, os cátions sódio
(Na+), potássio (K+), magnésio (Mg2+) e cálcio (Ca2+), e os ânions cloreto (Cl-),
sulfato (SO42-) e bicarbonato (HCO3
-) foi gerada a partir do software Aquachem
3.7®.Utilizando os softwares ArcGis 10.5® e Corel Draw X7®, foram elaborados os
mapas de isovalores de CE, STD, e do íon NO3-, empregando a técnica vizinho
natural como método de interpolação. A análise hidroquímica e a plotagem dos
resultados nos diagramas de Piper, Durov Expandido, Stiff foram feitas através dos
softwares Aquachem 3.7®, Qualigraf 1.17® e Corel Draw X7®.
1.4.6 Qualidade das águas subterrâneas quanto aos usos
A qualidade das águas subterrâneas do SAB foi avaliada para consumo
humano, fins agrícolas e uso industrial. Para consumo humano, foi observado se as
características químicas das águas analisadas atendiam ao estabelecido no Anexo
XX da Portaria de Consolidação N°05 do Ministério da Saúde (2017), o qual dispõe
sobre o controle e vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu
padrão de potabilidade. Para fins agrícolas, utilizou-se a classificação United States
Salinity Laboratory (USSL) (FEITOSA & MANOEL FILHO, 2000), a qual se baseia
nos riscos potenciais relativos à salinização e sodificação de solos. Ainda para uso
agrícola, as águas foram avaliadas quanto à toxicidade aos íons sódio e cloreto.
Para uso industrial, a química das águas do SAB foi confrontada, a partir da análise
da concentração de sólidos totais dissolvidos e dos íons nitrato, cálcio, ferro, cloreto
e sulfato, aos parâmetros propostos por MATHESS (1982), DRISCOLL (1986) e
27
SZIKSZAY (1993), os quais catalogaram valores máximos permitidos da
concentração de alguns íons para avaliar a qualidade das águas considerando
finalidades industriais diversas.
1.4.7 Aplicação dos métodos de avaliação de vulnerabilidades de
aquífero
A avaliação da vulnerabilidade proporciona a identificação e zoneamento das
áreas suspetíveis à contaminação com o objetivo de proteger tanto áreas onde a
atividade antrópica ainda é pouco expressiva e o potencial para exploração das
águas subterrâneas é elevado, como em áreas densamente povoadas e com
intensas atividades de risco (JUNIOR, 2008).
Desse modo, a análise de vulnerabilidade é uma importante ferramenta para a
gestão dos recursos hídricos subterrâneos. Os métodos de avaliação da
vulnerabilidade de aquíferos eleitos para execução na área de estudo são GOD
(FOSTER et al., 1988), DRASTIC (ALLER et al., 1987) e IS (FRANCÉS et al., 2001).
Nesses métodos, o índice de vulnerabilidade é obtido a partir da sobreposição de
parâmetros litológicos, hidrogeológicos e geoambientais, em que se atribui um valor
a cada parâmetro. A partir da análise e interpretação de 38 perfis litológicos de
poços tubulares distribuídos na área de estudo e de dados cartográficos de estudos
anteriores, foi realizado o mapeamento da profundidade ao lençol freático, grau de
confinamento do aquífero, litologia da zona não saturada, recarga pluviométrica,
material litológico do aquífero, tipo de solo, declividade, condutividade hidráulica e
uso e ocupação do solo. O cruzamento das informações em sistema SIG foi feita
através da ferramenta ‘álgebra de mapa’ do software ArcGis 10.1®.
28
2. CONDICIONANTES AMBIENTAIS
2.1 Clima
Segundo a classificação de Köppen (KÖPPEN & GEIGER, 1928), o clima da
área de estudo é caracterizado como do tipo As’ – quente e úmido, tendo como
característica principal uma estação chuvosa e uma estação seca.
A Tabela 2.1, a seguir, mostra os valores físicos médios de temperatura do ar,
precipitação, velocidade do vento, umidade relativa do ar e insolação para a Região
Metropolitana de Natal (RMN), monitorados no período 1996 a 2017 pela estação
climatológica da Universidade Federal do Rio Grande do Norte.
A partir dos dados apresentados, é constatado que as maiores temperaturas são
registradas de janeiro a março enquanto as menores de junho a agosto.
Caracterizou-se ocorrência de período chuvoso de março a julho e de estiagem mais
rigorosa entre outubro e dezembro. A umidade relativa do ar é concordante aos
períodos chuvosos/secos, sendo maiores taxas registradas nos períodos chuvosos.
O grau de insolação é maior nos meses de novembro e dezembro e menores nos
T (°C) P (mm) V (m/s) U (%) I (W/m2)
JAN 27,33 86,86 4,21 79,80 257,74
FEV 27,59 96,24 4,18 80,40 232,54
MAR 27,53 195,94 3,71 80,70 246,29
ABR 27,05 211,60 3,58 82,55 226,12
MAI 26,58 225,14 3,77 83,05 237,71
JUN 25,48 375,26 3,85 84,75 199,80
JUL 24,91 259,39 4,15 84,20 221,95
AGO 25,16 139,99 4,68 81,85 249,24
SET 25,81 57,45 5,01 80,25 268,66
OUT 26,53 16,87 4,92 78,60 292,43
NOV 27,00 22,40 4,58 78,35 292,76
DEZ 27,31 29,63 4,42 78,85 288,40
Tabela 2.1 – Variáveis climáticas da RMN. T – Temperatura; P – Precipitação; V – Velocidade dos
ventos; U – umidade relativa do ar; I – Insolação. Fonte: Estação Climatológica da UFRN (1996 -
2017).
29
meses de junho e julho. Os ventos mais fortes são característicos de agosto a
outubro, sendo abril a época dos mais fracos.
A partir de dados provenientes do monitoramento pluviométrico EMPARN (1992-
2018) (Tabela 2.2), foram avaliadas as precipitações anuais dos municípios que
compõem a Bacia do Rio Pirangi. É constatado aumento da precipitação
pluviométrica no sentido oeste-leste (Figura 2.1). No município de Vera Cruz (2002-
2018), localizado no extremo oeste da área de estudo, foram registrados os menores
valores de pluviometria, resultando em média anual de 844,8 mm. Nos municípios de
Macaíba (1992-2018) e São José de Mipibú (2000-2018), foram registrados,
comparativamente, valores intermediários do volume de chuvas, resultando em
médias pluviométricas anuais de 1187,1 mm e 1008,5 mm, respectivamente.
Enquanto isso, nos municípios localizados mais próximos à costa, nota-se regime
pluviométrico mais intenso. Em Natal (1992-2018), Nísia Floresta (1992-2018) e
Parnamirim (1994-2018), as médias pluviométricas anuais resultam em 1698,1 mm,
1480,8 mm e 1570,3 mm, respectivamente.
Macaíba Natal Nísia
Floresta
Parna-
mirim
São
José de
Mipibu
Vera
Cruz
Ano P (mm) P (mm) P (mm) P (mm) P (mm) P (mm)
1992 1412,6 1621,8 1392,6 - - -
1993 600,4 859,0 935,3 - - -
1994 1782,1 2184,3 2461,9 2291,6 - -
1995 1133,9 1757,9 1400,8 1610,8 - -
1996 1094,4 1587 1433,1 1717,3 - -
1997 1093,0 1187,3 1381,5 1194,3 - -
1998 1101,9 1641,2 1417,6 1455,1 - -
1999 685,7 1111,2 840,0 907,8 - -
2000 1739,5 2239,4 2034,0 2028,7 832,0 -
Tabela 2.2 – Valores de precipitação anuais dos municípios que compõem a Bacia do Rio Pirangi
(RMN). Fonte: Monitoramento Pluviométrico EMPARN, disponível em
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php>.
30
2001 766,2 1276,5 1070,0 1073,4 - -
2002 1433,0 2026,7 1733,0 1681,7 1413,3 1021,4
2003 1079,2 1523,6 1662,0 1397,4 1261,3 583,5
2004 1758,9 2446,1 2009,6 2028,5 1747,7 -
2005 1279,4 2026,7 1780,3 1964,5 1105,3 944,0
2006 788,1 1582,5 1444,6 1309,9 788,9 533,6
2007 1240,3 1754,4 1612,6 1697,4 1215,1 1022,1
2008 1649,5 2475,6 2087,7 2191,7 1458,2 1290,9
2009 1893,7 2340,5 2013,7 2077,7 1414,8 1249,3
2010 863,7 1192,4 910,6 937,8 740,0 492,4
2011 1289,2 2162,5 1978,5 1806,9 1356,2 1372,3
2012 790,8 1242,0 919,0 1009,5 557,5 465,3
2013 1455,6 1846,7 1814,0 1613,9 1088,1 1067,6
2014 1004,7 1753,8 1371,2 1379,4 843,2 972,5
2015 1127,9 1408,3 1138,6 1463,8 698,6 814,6
2016 903,8 1171,8 1039,0 1197,6 490,8 341,8
2017 901,3 1625,9 990,1 1509,7 274,6 696,2
2018 1183,1 1802,6 1111,3 1711,5 867,7 649,1
Média 1187,1 1698,1 1480,8 1570,3 1008,5 844,8
Figura 2.1 – Média das precipitações anuais dos municípios que compõem a Bacia do Rio Pirangi
(RMN). Fonte: Monitoramento Pluviométrico EMPARN, disponível em
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php>.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
31
2.2 Balanço Hídrico e Avaliação Climatológica
O balanço hídrico é uma ferramenta amplamente utilizada na classificação
climática de uma região e na avaliação preliminar da recarga de aquíferos. Para
elaboração do balanço hídrico e avaliação climatológica, foi aplicado o método de
THORNTHWAITE & MATHER (1955). Na prática, os cálculos realizados no
processo de elaboração do balanço hídrico consistem em avaliar as quantidades de
entrada (precipitação) e saída (evapotranspiração, infiltração e escoamento) de água
no solo, respeitando a sua capacidade de armazenamento. Admite-se que a
capacidade de armazenamento de água no solo é de 100 mm.
Os valores de temperatura (T) e precipitação (P) são médias do período de 1987
a 2017, os quais foram obtidos pela estação climatológica da UFRN. Os valores de
evapotranspiração potencial (ETP) foram obtidos mês a mês pela Fórmula de Turc, a
qual é aplicada para regiões onde a umidade relativa do ar é superior a 50%. A
Equação 2.1 é aplicada para todos os meses do ano com exceção de fevereiro, em
que é utilizada a Equação 2.2. A Tabela 2.3 mostra o balanço hídrico realizado para
a região em estudo e a Figura 2.2 o ilustra graficamente.
ETP = 0,4 ∗ (Ig + 50) ∗T
(T + 15) (Equação 2.1)
ETP = 0,37 ∗ (Ig + 50) ∗T
(T + 15) (Equação 2.2)
Em que:
ETP – Evapotranspiração Potencial (mm);
Ig – Indice Global de Radiação (cal/cm2/dia);
T – Temperatura do ar (°C).
32
Mês T
(°C)
P
(mm)
ETP
(mm)
P-ETP
(mm)
VRS
(mm)
RU
(mm)
ETR
(mm)
D
(mm)
Exc
(mm)
Esc
(mm)
Jan 27,4 70,7 142,17 -71,49 0,00 0,00 70,70 71,47 0,00 2,34
Fev 27,6 91,8 137,35 -45,60 0,00 0,00 91,80 45,55 0,00 1,17
Mar 27,5 193,3 134,59 58,68 58,68 58,68 134,59 0,00 0,00 0,00
Abr 27,1 235,2 115,87 119,30 41,32 100,00 115,87 0,00 77,98 38,99
Mai 26,7 216,9 107,57 109,28 0,00 100,00 107,57 0,00 109,28 73,10
Jun 25,5 345,2 105,78 239,39 0,00 100,00 105,78 0,00 239,39 156,25
Jul 25,0 250,9 112,50 138,44 0,00 100,00 112,50 0,00 138,44 147,34
Ago 25,2 123,0 120,36 2,61 0,00 100,00 120,36 0,00 2,61 74,98
Set 25,9 63,3 139,32 -76,02 23,98 18,28 139,32 0,00 0,00 37,49
Out 26,6 21,9 153,46 -131,55 -18,28 0,00 40,19 113,27 0,00 18,74
Nov 27,2 24,7 154,69 -129,98 0,00 0,00 24,70 129,99 0,00 9,37
Dez 26,5 29,7 143,04 -113,32 0,00 0,00 29,60 113,44 0,00 4,69
Anual
1666,4 1566,69 99,75
1092,97 473,71 567,7
Tabela 2.3 - Balanço hídrico para a área de estudo envolvendo o período de 1987 – 2017. Valores de T e P
obtidos através da estação climatológica da UFRN. T – temperatura; P – precipitação; ETP –Evapotranspiração potencial; ETR – Evapotranspiração real; VRS – Variação Reserva útil no Solo; RU –
Reserva Útil; D – Déficit Hídrico; Exc – Excedente Hídrico; Esc – Escoamento superficial.
Figura 2.2 – Representação gráfica do balanço hídrico para a área de estudo para o período de 1987 a
2017. P – Precipitação; ETP – Evapotranspiração Potencial; ETR – Evapotranspiração Real.
33
Nos dois primeiros meses do ano, o volume de precipitação é menor do que a
evapotranspitação potencial, acarretando em déficit hídrico. A partir de março a
diferença P-ETP passa a ser positiva e o solo armazena volume de 58,68 mm, ainda
não gerando excedente hídrico. De abril a agosto, o solo recebe água suficiente para
a saturação (100 mm) e o volume extra é tratado como excedente hídrico, gerando
ainda escoamento superficial. Contudo, a partir de setembro, os volumes de
evapotranspiração potencial voltam a superar o de precipitação, consumindo a
quantidade de água no solo e gerando décifit hídrico. Essa ultima situação perdura
até o final do ano hidrológico.
Os resultados obtidos, representativos para a área de estudo, revelam os
valores anuais de precipitação pluviométrica anual igual a 1666,43 mm, de
evapotranspiração real igual a 1092,97 mm, de excedente hídrico igual a 567,70 mm
e déficit hídrico igual a 473,71 m. O valor percentual do volume infiltrado pode ser
obtido através da razão entre o excedente hídrico anual e precipitação pluviométrica
anual, constatado percentual de 34,07% de água infiltrada (recarga natural).
Após realização do balanço hídrico, é possível avaliar o tipo climático com base
no índice de aridez e quanto à eficiência térmica (OMETTO, 1981). Considerando o
índice de aridez (Equação 2.3; Tabela 2.4), o clima foi caracterizado como úmido.
Tendo em vista a eficiência térmica, o clima foi categorizado como megatérmico
(Tabela 2.5).
Ig =S − 0,6 ∗ D
ETP∗ 100 (Equação 2.3)
Em que:
Ig – Índice Global;
S – Excedente hídrico (mm);
D – Déficit hídrico (mm);
ETP – Evapotransporação potencial.
34
2.3 Hidrografia
A Bacia hidrográfica do Rio Pirangi é drenada pelos rios Pitimbu, Taborda e
Pium (Figura 2.3) e está localizada na região nos vales úmidos. A denominação
“vales úmidos” refere-se à característica perene dos rios e lagoas que ocorrem na
área e ao elevado regime pluviométrico local.
Além dos rios principais, a bacia hidrográfica é composta pelos riachos Mendes,
Água Vermelha e Lamarão, afluentes do Rio Pirangi e pelas lagoas do Jiquí e do
Pium. O padrão de drenagem tem formato grosseiramente dendrítico, com trechos
que indicam angularidade dos canais em vários segmentos, denotando controle
estrutural. LUCENA et al. (2004) afirmam ampla relação entre os mananciais
superficiais e subterrâneos, sendo o SAB nitidamente de regime influente nos canais
fluviais e lagoas.
Ig Tipo de Clima
>100 Muito úmido
20 a 100 Úmido
0 a 20 Sub-umido/úmido
-20 a 0 Sub-umido/seco
-40 a -20 Semi-árido
-60 a -40 Árido
< -60 Hiper árido
ETP Tipo de Clima
>1140 Megatérmico
570 a 1140 Mesotérmico
142 a 570 Microtérmico
<142 Gelo
Tabela 2.4 – Caracterização climática de acordo com o valor do índice Global – Ig. Fonte:
OMETTO, 1981.
Tabela 2.5 – Caracterização climática quanto a eficiência térmica ou segundo a ETP. Fonte:
OMETTO, 1981.
1.
35
2.4 Geologia
A RMN é constituída geologicamente da base para o topo pelo embasamento
cristalino pré-cambriano seguido de rochas sedimentares cretáceas da Bacia
PE/PB/RN e por depósitos terrígenos miocênicos a pliocênicos da Formação
Barreiras (BARRETO et al., 2004; ANGELIM et al., 2006) (Figuras 2.4 e 2.5). Essas
unidades estão recobertas pelos depósitos marinhos, praiais, eólicos e aluviais que
foram sedimentados durante o Quaternário.
O embasamento cristalino é constituído pelas rochas pré-cambrianas
metamórficas e intrusivas, como granitos, granodioritos, migmatitos e gnaisses,
representativas do Complexo Caicó. A sequência sedimentar Cretácea repousa em
não-conformidade sobre o embasamento Pré-Cambriano (VITAL et al., 2006).
A sequência Sedimentar Cretácea é representada simplificadamente por duas
unidades: na base, ocorrem rochas carbonáticas constituídas de arenitos calcíferos,
finos a médios, claros, com intercalações de argilas e no topo, calcários com
intercalações areníticas (LUCENA et al., 2006).
Figura 2.3 – Malha hidrográfica da Bacia do Rio Pirangi (RMN).
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
36
A Formação Barreiras constitui a unidade geológica de ocorrência mais
expressiva do litoral brasileiro, aflorando desde o Estado do Rio de Janeiro até o
Amapá. De idade Tercio-Quaternária, constitui-se na cobertura cenozoica da Bacia
costeira PE/PB/RN (BIZZI et al., 2003; CÓRDOBA et al., 2007). A Formação
Barreiras caracteriza-se pela presença de arenitos de granulometria fina a grossa,
Figura 2.4 - Unidades litoestratigráficas e perfil geomorfológico da Bacia do Rio Pirangi - RMN.
Adaptado de ARAÚJO et al (2006).
Figura 2.5 – Coluna estratigráfica da RMN.
37
com intercalações de siltitos e argilitos, em estratos praticamente horizontais, com
espessuras variadas. São geralmente pouco consolidados com coloração
predominantemente creme amarelada a avermelhada. Durante sua formação, as
condições deposicionais devem ter variado amplamente, o que é demonstrado pela
variação faciológica lateral e vertical no conjunto litológico (ANGELIM et al., 2006).
Os depósitos da Formação Barreiras apresentam, de forma geral, um aumento de
espessura de oeste para leste, em direção à linha de costa, refletindo a estruturação
da bacia em que se encontram depositados (SERHID, 1998). Na Bacia do Rio
Pirangi, a Formação Barreiras é a unidade geológica aflorante de maior
expressividade, ocorrendo predominantemente nos setores oeste e central da bacia
(Figura 2.6).
Os depósitos Quaternários, também nomeados genericamente de sedimentos
recentes, afloram ao longo do litoral do Rio Grande do Norte, repousando
discordantemente sobre os litótipos da Formação Barreiras. Na Bacia do Rio Pirangi,
a sedimentação quaternária é representada pelos depósitos aluvionares, eólicos e
colúvio-eluviais (Figura 2.6).
Os depósitos eólicos litorâneos de paleodunas são caracterizados por areias
bem selecionadas, geralmente quartzosas com granulometria variando de fina a
média, que se acumulam ao longo da faixa costeira pela ação dos ventos. Os grãos
de areia são subangulosos a arredondados, podendo apresentar-se foscos ou
polidos. Ocorrem mais frequentemente com coloração esbranquiçada, com
tonalidades acinzentadas, amareladas e avermelhadas. As areias das dunas provêm
das praias, das planícies costeiras ou aluviais expostas e das formações
continentais da Formação Barreiras e a seleção do material é observada mais nas
dunas recentes que nas dunas mais antigas (paleodunas) (ANGELIM et al., 2006).
Na área de estudo, os sedimentos eólicos de paleodunas tem ocorrência pouco
expressivos, predominando no domínio sudeste. Os depósitos aluvionares
apresentam granulometria e composição variada, com pobre selecionamento. Na
área de estudo, esses depósitos são encontrados margeando os rios que drenam a
região, principalmente nos cursos dos rios Pitimbu e Taborda. Os sedimentos
colúvio-eluviais, também denominados de coberturas arenosas, caracterizam-se
pela granulometria arenosa a areno-argilosa, de cor esbranquiçada a avermelhada,
por vezes constituindo depósitos conglomeráticos com seixos de quartzo, localmente
38
de natureza polimítica, proveniente do retrabalhamento de sedimentos da Formação
Barreiras (ANGELIM et al., 2006).
2.5 Contexto tectonoestrutural
A compartimentação estrutural da RMN está fortemente condicionada à
evolução das bacias de margem passiva da costa leste do litoral brasileiro, a partir
do Mesozóico, responsável pela formação de estruturas rúpteis no embasamento e
sequências sedimentares contemporâneas aos distintos episódios tectônicos,
estando os principais condicionantes tectonoestruturais associados à evolução das
bacias de PE/PB/RN e Potiguar (ANA, 2012).
CÓRDOBA et al. (2007) identifica três eventos deformacionais diferentes. O
primeiro evento, no estágio rifte, consistiu em uma deformação distensional na
direção NW-SE, gerando falhas normais de direção NE, as quais afetam o
Figura 2.6 - Mapa Geológico da área de estudo. Adaptado de ANA (2012) e ALVES (2015).
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
39
embasamento cristalino e sedimentos mais antigos. O segundo evento ocorreu no
estágio pós-rifte, apresentando também caráter distensional e distinguindo as
unidades mais novas com falhas de direção NE-ENE na sub-bacia Paraíba. Entre
Recife e Natal, ocorrem estruturas de grabens com distensão NE-ENE, cujas falhas
afetam tanto as unidades do Cretáceo Superior, como o próprio embasamento
cristalino. Reativações deste regime chegam a afetar inclusive a Formação
Barreiras, no Terciário. O terceiro e último evento deformacional envolveu distensão
longitudinal às bacias, na direção N-S a NNE, resultando em falhas normais E-W a
ENE ou oblíquas NE a NW, o que pode ser relacionado ao campo de tensões em
escala continental que afeta a Placa Sul-Americana desde o Cretáceo Superior.
Dois outros eventos posteriores na sub-bacia Paraíba indicam ainda que na
costa leste do Rio Grande do Norte ocorreram dois eventos tectônicos distintos
durante o Cenozóico, com reativações de falhas, através de movimentos
transcorrentes, resultando na compartimentação tectônica controlada
predominantemente por falhas com direções NW-SE e NE-SW exercendo controle
fundamental na deposição dos sedimentos, através da geração de espaço para sua
acomodação (BEZERRA et al. 2001; NOGUEIRA et al. 2006).
As falhas de direção NW-SE predominam na RMN e são
responsáveis pela estruturação em grabens e horsts dos blocos falhados, com
abatimento geral dos blocos de oeste para leste. As principais estruturas
associadas aos falhamentos NW-SE são os grabens do rio Trairi, de Natal e de
Parnamirim, os altos de Ceará-Mirim, e os falhamentos que afetam o complexo
lagunar do Bonfim, evidenciado principalmente pela geometria das lagoas que o
compõe. A Lagoa do Pium está disposta na direção preferencial SW- NE. Já a
Lagoa do Jiqui segue na direção NW-SE (assim como o Rio Pitimbu). Logo, a
compartimentação estrutural se reflete na morfologia da RMN, com a presença de
terrenos aplainados dos tabuleiros costeiros e seus vales fluviais encaixados, o
aspecto poligonal dos campos dunares e a disposição das principais drenagens
segundo direções preferenciais, representando algumas das assinaturas da
tectônica da área (LUCENA, 2005).
40
2.6 O Sistema Aquífero Barreiras
O SAB é a unidade aquífera que se destaca na RMN devido a elevada
potencialidade hídrica, facilidade de captação de suas águas e excelente qualidade
das mesmas em sua condição natural (MELO et al., 2009; ANA, 2012).
Constituído pelos estratos areno-argilosos da Formação Barreiras, o SAB
apresenta geometria tabular e camadas praticamente horizontalizadas de
espessuras variadas. Na porção inferior é constituído predominantemente por
arenitos de textura variada, apresentando níveis finos a grossos, algumas vezes com
cascalhos e seixos. As intercalações argilosas ocorrem com frequência, reduzindo
as potencialidades hidrogeológicas e aumentando a complexidade do sistema. A
parte superior é marcada por níveis mais argilosos e heterogêneos que podem
produzir semiconfinamentos localizados, embora se admita atualmente que o caráter
de aquífero livre seja dominante, principalmente em escala regional (SERHID, 1998)
(Figura 2.7).
Os sedimentos eólicos, os quais capeiam as rochas da Formação Barreiras,
contribuem fortemente para a recarga do SAB devido a elevada porosidade efetiva e
elevada condutividade hidráulica, configurando o padrão regional de ocorrência de
um sistema hidráulico único (MELO, 1995).
Na Bacia do Rio Pirangi, a espessura do SAB varia de 29 m a 95 m de
profundidade, com média de 57,7 m, e a espessura saturada (desconsiderando os
níveis argilosos) varia de 15,47 a 56,5 m, com média de 32,45 m (ALVES, 2015). A
compartimentação estrutural do terreno exerce marcante influência sobre as
espessuras saturadas do SAB e suas potencialidades, o que se reflete na
produtividade dos poços, visto que as maiores vazões explotáveis correspondem às
maiores espessuras saturadas (BEZERRA et al., 1993; LUCENA et al., 2006).
Em relação aos parâmetros hidrodinâmicos de transmissividade e condutividade
hidráulica, constata-se respectivamente valores de 5,9 x 10-3
m2/s e 2,82 x 10
-4 m/s,
além de porosidade específica de 15% (ALVES, 2015). Quanto ao fluxo
subterrâneo, regionalmente as águas do SAB seguem o padrão geral de aquíferos
livres e costeiros, com linhas de fluxo em direção as principais drenagens e em
direção ao mar, que se constitui no seu principal exutório natural.
41
Estima-se que por ano seja captado do SAB na área da Bacia do Rio Pirangi,
dentre poços públicos e particulares, 33,5 x 106 m3/ano. Em relação ao uso, as
águas do SAB, captadas na Bacia do Rio Pirangi, são destinadas
predominantemente para consumo humano, embora uma parcela seja para uso
doméstico, animal, irrigação e industrial. Essas águas são caracterizadas, de modo
geral, como naturalmente de boa qualidade, com sólidos totais dissolvidos
geralmente inferiores a 150 mg/L (MELO et al., 2009).
2.7 Uso e ocupação do solo
O estudo de uso e ocupação do solo é uma ferramenta de planejamento urbano
que dentre outras finalidades visa organizar o território conforme as atividades e
preservar o meio ambiente e a qualidade de vida urbana e rural. Esse estudo é
importante na preservação dos recursos hídricos especialmente por identificar fontes
Figura 2.7 - Seções hidrogeológicas do Sistema Aquífero Barreiras na Bacia do Rio Pirangi.
MELO et al, 2014.
42
ou potenciais fontes de alterações do ambiente, permitindo o crescimento das
cidades com fundamento no desenvolvimento sustentável.
A análise de uso e ocupação do solo da Bacia do Rio Pirangi, realizada por
MELO et al. (2017), identificou cinco zonas com diferentes características ambientais
(Figura 2.8). A zona de ecossistema de lagos e dunas, localizada no setor leste da
bacia, se caracteriza pelos recursos naturais bem preservados e pouca intervenção
antrópica. O domínio norte da bacia, onde se localiza o centro urbano do município
de Parnamirim, se caracteriza pela urbanização consolidada. O processo de
urbanização vem se estendendo para o setor central da bacia, bordejando o limite
oeste da zona urbana consolidada e compondo a zona de expansão urbana. A zona
de expansão urbana é caracterizada por loteamentos e conjuntos habitacionais. No
setor sudoeste, predominam o desenvolvimento de atividades agropecuárias, com
destaque para o cultivo de lavouras anuais como feijão, batata, macaxeira, cana-de-
açúcar, dentre outras. Nessa área, constatou-se o uso de fertilizantes e pesticidas.
Por fim, identificou-se uma zona de vegetação antropizada no domínio noroeste da
bacia, que possivelmente se tornará, com o passar dos anos, também uma potencial
área de cultivo de lavoura.
O presente trabalho se norteia pelo estudo de uso e ocupação desenvolvido por
MELO et al. (2017) e descrito anteriormente. Entretanto, para análise hidroquímica e
qualidade das águas subterrâneas do SAB, foi preferível aplicar o zoneamento da
Bacia do Rio Pirangi de modo simplificado, compartimentando a área da bacia em
três setores principais (Figura 2.9): subárea A (29,72%), localizada no setor norte e
central da bacia e caracterizada pela urbanização da cidade de Parnamirim e por
áreas de expansão urbana (loteamentos habitacionais) que bordejam o limite oeste;
subárea B (19,75%), situada a sudeste da área de estudo, caracterizada pelo
ecossistema de lagos e dunas, com características naturais bem preservadas;
subárea C (50,53%), situada no setor oeste, caracterizada pela atividade
agropecuária.
Figura 2.8 – Zoneamento de uso e ocupação do solo na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi/RN. MELO et al,
2017.
44
Figura 2.9 – Zoneamento de uso de ocupação do solo da Bacia do Rio Pirangi com fotos representando os diferentes contextos ambientais. Adaptado
de MELO et al, 2017. Fotos: Street View Google.
45
3. REVISÃO DA LITERATURA
3.1 Importância das águas subterrâneas e impactos ambientais
potenciais na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi
A água é um recurso natural imprescindível à vida. Estima-se que um
bilhão de pessoas carece de acesso a um abastecimento de água suficiente e
que dois terços da população mundial atualmente vive em áreas que passam
pela escassez de água por, pelo menos, um mês ao ano (ONU, 2017). Nesse
contexto, o uso de água subterrânea se revela como um recurso estratégico e
vital para o abastecimento econômico e seguro de água potável nos meios
urbano e rural. A captação anual estimada de água subterrânea no mundo, a
partir de 2010, supera os 1.000.000 Mm3, o que a coloca na posição de
substância com maior nível de extração no subsolo, tendo papel fundamental
no abastecimento doméstico, irrigação e indústria de diversos países
(INSTITUTO TRATA BRASIL, 2018).
ANA (2010) elenca as principais vantagens do uso de águas subterrâneas:
Possuem excelente qualidade natural, sendo geralmente potável,
permitindo seu uso direto com pouco ou nenhum tratamento na maioria das
captações;
O aquífero tem uma grande capacidade de armazenamento de água,
tornando as vazões dos poços estáveis, mesmo após longos períodos de
estiagem;
Desde que respeitados os cuidados e a legislação sobre o tema, os
poços podem ser perfurados em quase toda parte, propiciando o
abastecimento sem a necessidade de longas linhas de adução;
A construção de captações pode ser escalonada no tempo, visto que à
medida que a demanda por água aumenta, é possível perfurar mais poços,
evitando-se grandes investimentos iniciais;
O poço é uma obra simples e rápida e há várias empresas perfuradoras
detentoras de tecnologias modernas e adequadas;
Os poços apresentam baixo custo de operação e manutenção, podendo
funcionar de forma autônoma, sem a necessidade de atenção contínua de um
técnico.
46
Logo, a demanda pela perfuração de poços tubulares é crescente em todo
o país, tornando viável a operação inclusive de negócios e empreendimentos
distantes de rios ou da rede pública de água. Somente entre os anos de 2010 e
2015, houve um aumento de 900% nas concessões de outorgas no país.
Neste contexto, a Região Metropolitana de Natal (RMN), que compreende
catorze municípios e população residente de 1.587.055 habitantes (IBGE,
2018), conta com o abastecimento hídrico a partir de águas superficiais e
subterrâneas. De acordo com ANA (2010), o abastecimento da capital é feito
pelas Lagoas de Extremoz e Jiquí, complementado por uma bateria de poços.
Já os demais municípios da Região Metropolitana são abastecidos
exclusivamente por sistemas isolados, cujas captações são em mananciais
subterrâneos.
Na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi, o uso de águas subterrâneas tem
sido, nas ultimas décadas, fundamental para o abastecimento hídrico,
possibilitando o desenvolvimento urbano, com destaque para a cidade de
Parnamirim, além de crescimento das atividades agrícolas e industriais. As
águas subterrâneas captadas na Bacia do Rio Pirangi são destinadas
principalmente para o uso doméstico (58%), embora sejam também utilizadas
nas atividades agrícolas (10%) e industriais (10%) (Figura 3.1) (ALVES, 2015).
Uso Doméstico 58%
Irrigação 10%
Uso Indústrial 10%
Uso Misto 20%
Dessedentação de animais
2%
Figura 3.1 – Usos das águas subterrâneas captadas no SAB na Bacia do Rio Pirangi.
Adaptado de ALVES, 2015.
47
Apesar da importância dos mananciais subterrâneos, o desenvolvimento
urbano e rural sem o planejamento ambiental adequado tem afetando a
qualidade das águas subterrâneas na RMN, principalmente devido à
contaminação das mesmas por nitrato, conforme já discutido por diversos
autores como MELO (1995), CARVALHO JUNIOR (2001), STEIN et al. (2012),
ANA (2012), dentre outros. Nesses estudos, sugere-se que a disposição
irregular dos efluentes domésticos seja a principal causa de contaminação,
embora também sejam mencionadas práticas agrícolas inapropriadas.
Na cidade de Parnamirim, localizada no setor norte da Bacia do Rio Pirangi
e caracterizada como o principal núcleo urbano desta, é frequente o uso de
sistemas de esgotamento sanitário individuais e majoritariamente baseado na
infiltração de efluentes no solo (fossas negras escavadas até o nível freático,
fossas sépticas e sumidouros), pois menos de 10% da população conta com
saneamento básico (FIGUEREDO & FERREIRA, 2017). Tais efluentes são
quimicamente ricos em substâncias orgânicas nitrogenadas, as quais, a partir
da degradação microbiana, são convertidas em nitrato.
Além disso, a agropecuária desenvolvida na porção oeste da área de
estudo, constitui outra ameaça aos mananciais subterrâneos. Apesar da
importância para o abastecimento alimentício local, essa atividade vem
ocorrendo a partir de sistemas de irrigação sem controle do uso de fertilizantes
e/ou pesticidas, podendo comprometer a disponibilidade e qualidade hídrica
subterrânea. O uso de fertilizantes agrícolas, criação de animais e os sistemas
de saneamento in situ, quer por tanques sépticos ou fossas rudimentares,
constituem importante fonte de nitrato nas águas subterrâneas (VARNIER &
HIRATA, 2002).
Devido à sua alta solubilidade em água, o íon nitrato é, possivelmente, o
contaminante mais difundido na água subterrânea do mundo resultando numa
séria ameaça para o abastecimento de água potável. Segundo BAIRD & CANN
(2011), o nitrato é o contaminante inorgânico de maior preocupação em águas
subterrâneas, sendo sua origem atribuída a quatro principais fontes: aplicação
de fertilizantes com nitrogênio, bem como inorgânicos e de esterco animal, em
plantações; cultivo do solo; esgoto humano depositado em sistemas sépticos e
deposição atmosférica. Esses autores ainda ressaltam que o excesso do íon
nitrato em água potável é preocupante por causar em recém-nascidos a
48
síndrome do bebê azul e em adultos, pode ser responsável por causar câncer
de estômago, e aumentar a probabilidade de câncer de mama em mulheres.
3.2 Parâmetros de qualidade de água
O conhecimento das propriedades físicas e químicas de átomos e
moléculas, e de suas interações, permite responder a questões como quais
espécies químicas e em que níveis elas podem ser adversos aos ecossistemas
e à saúde humana (PARRON et al, 2011).
A capacidade solvente da água, sendo essa definida constantemente como
solvente universal, confere a esse fluido a capacidade de incorporar diversas
substâncias orgânicas e inorgânicas e transportá-las ao longo do ciclo
hidrológico, obtendo contato com diversos ambientes e modificando suas
propriedades físicas, químicas e biológicas. No caso das águas subterrâneas, a
baixa velocidade do fluxo, maiores pressões e temperaturas favorecem a
dissolução de substâncias, aumentando a concentração de sais. Os processos
e fatores que influem na evolução da qualidade das águas subterrâneas podem
ser intrínsecos e extrínsecos ao aquífero (FEITOSA & MANOEL FILHO, 2000).
A princípio, a água subterrânea tende a aumentar concentrações de
substâncias dissolvidas à medida que percola os diferentes aquíferos. No
entanto, muitos outros fatores interferem, tais como: clima, composição da
água de recarga, tempo de contato água/meio físico, etc., além da
contaminação causada pelo homem (uso e ocupação do solo) ou ainda de
fenômenos como a intrusão salina. Identificar as características físicas,
químicas e biológicas das águas é fundamental para o estudo de determinação
da qualidade das águas e da sua adequabilidade em função dos seus
possíveis usos.
A seguir, serão discutidos os principais parâmetros físico-químicos de
avaliação das águas subterrâneas baseado fundamentalmente em CUSTODIO
E LLAMAS (1983), FEITOSA & MANOEL FILHO (2000) e PARRON et al
(2011).
3.2.1 Condutividade Elétrica (CE)
Representa a facilidade da água em conduzir a corrente elétrica, estando
diretamente ligada com o teor de sais dissolvidos sob a forma de íons. A CE é
um parâmetro que pode mostrar as modificações na composição dos corpos
49
d’água, mas não especifica quantidades e componentes (BOESCH, 2002).
Entretanto, devido o alto grau de correlação com a quantidade de sólidos totais
dissolvidos (STD) e a facilidade de medição, a CE é muito utilizada em estudos
preliminares, sendo um parâmetro fundamental no controle da qualidade da
água. A condutividade elétrica da água pode ser medida tanto em in loco como
em laboratório. A unidade de medida da CE é µS/cm e a temperatura da água
amostrada deve ser sempre considerada, pois a CE aumenta com a elevação
da temperatura.
3.2.2 Sólidos Totais Dissolvidos (STD)
Representa o peso total dos constituintes minerais presentes na água, por
unidade de volume, ou seja, a concentração de todo material dissolvido na
água (volátil ou não), sendo em conjunto com a condutividade elétrica,
parâmetros de referência na salinização das águas subterrâneas. Nas águas
subterrâneas pode-se correlacionar o valor de sólidos totais dissolvidos com a
condutividade elétrica a partir de um fator que varia entre 0,55 e 0,75.
3.2.3 pH
Trata-se da medida da concentração hidrogeniônica da água ou solução,
sendo importante no controle de reações químicas e equilíbrio dos íons
presentes. O valor do pH varia de 1 a 14, sendo essencialmente função do gás
carbônico dissolvidos e da alcalinidade da água. Deve ser medido no local de
coleta com phgametro portátil. De modo geral, o pH das águas subterrâneas
variam entre 5,5 e 8,5.
3.2.4 Constituintes iônicos principais
Sódio – O sódio possui solubilidade elevada em água e
dificuldade precipitação, sendo sua origem, de modo geral, atribuída à
interação da água com minerais fontes (feldspatos plagioclásios, feldspatóides,
anfibólios e piroxênios) durante a recarga ou ao longo do fluxo subterrâneo.
Devido à ampla distribuição dos minerais fontes e a baixa estabilidade química
dos mesmos, o sódio é um dos metais de maior ocorrência nas águas
subterrâneas. A concentração elevada de sódio na água concede sabor
salgado. Quanto aos usos, teores elevados de sódio na água destinada à
consumo humano pode aumentar a pressão sanguínea gerando doenças
50
cardiovasculares e na agricultura pode reduzir a permeabilidade do solo,
alterando a produtividade das culturas. As mais altas concentrações de sódio
ocorrem em associação com íons Cl-.
Potássio – O potássio ocorre, nas águas subterrâneas,
associado ao sódio, contudo, devido intensa participação em processos de
troca iônica e facilidade de ser adsorvido pelos minerais de argila, a
concentração de potássio nas águas subterrâneas é pequena ou inexistente.
Sua origem, de modo geral, é atribuída à interação da água com minerais
fontes (feldspatos potássicos, micas, leucitas, carnalita e silvinita), durante a
recarga ou ao longo do fluxo subterrâneo, além da percolação de fertilizantes
usados na agricultura. O potássio regula os batimentos cardíacos, controla os
impulsos nervosos e as contrações musculares. A carência desse íon pode
causar fadiga, baixa de açúcar no sangue e insônia, enquanto que o excesso
pode causar câimbra, fadiga, paralisia muscular e diarreia. Na agricultura, o
potássio é importante no desenvolvimento vegetal, sendo comum o uso de
fertilizantes ricos em potássio.
Cálcio – De modo geral, o cálcio é um dos elementos mais
abundantes nas águas subterrâneas, ocorrendo como bicarbonato e raramente
como carbonato. Sua origem, de modo geral, é atribuída à interação da água
com minerais fontes (calcita, aragonita, dolomita, plagioclásio e apatita) durante
a recarga ou ao longo do fluxo subterrâneo. Possui solubilidade moderada a
alta, conforme o teor de gás carbônico dissolvido na água. Apresenta
importância na nutrição vegetal e é imprescindível para os seres vivos, visto
que é componente essencial de ossos, conchas e da estrutura de plantas. A
carência de cálcio pode resultar em raquitismo e osteoporose, enquanto que
seu excesso, dores musculares, fraqueza, desidratação, enjoo e pedras nos
rins.
Magnésio – O magnésio apresenta propriedades similares ao
cálcio, embora seja mais solúvel em água. Sua origem, de modo geral, é
atribuída à interação da água com minerais fontes (magnesita, biotita,
hornblenda, clorita, granada, alanita e olivina) durante a recarga ou ao longo
do fluxo subterrâneo. O magnésio e o cálcio são os elementos responsáveis
pela dureza da água e por fornecer gosto salobro às águas. A deficiência de
magnésio causa nervosismo e tremores, enquanto que seu excesso atribui
51
sabor amargo e promove efeito laxante. Sua presença é importante na
agricultura, pois é um dos principais constituintes da clorofila.
Ferro – Nas águas, o ferro ocorre sob diversas formas
químicas, sendo geralmente analisado em termos de ferro total. No estado
ferroso (Fe2+) forma compostos solúveis, principalmente hidróxidos. Contudo
em ambientes oxidantes, o Fe2+ é convertido em Fe3+, formando o hidróxido
férrico, que é insolúvel e se precipita, tingindo fortemente a água. Além da
coloração amarelada, a presença de ferro na água acarreta sabor amargo e
adstringente. Sua origem, de modo geral, é atribuída à interação da água com
minerais fontes (piroxênios, anfibólios e biotitas) durante a recarga ou ao longo
do fluxo subterrâneo. O alto teor de ferro na água subterrânea pode estar
ligado à ocorrência de ferrobactérias ou mesmo a corrosão de revestimentos
ou filtros de poços. A carência desse elemento pode causar anemia e seu
excesso pode aumentar a incidência de problemas cardíacos e diabetes.
Cloreto – De modo geral, o cloreto é muito solúvel e estável
em solução, não oxidando ou reduzindo e ocorrendo frequentemente associado
ao íon sódio. A origem do cloreto nas águas pode refletir a dissolução de
minerais, intrusão de água do mar ou a mistura, recente ou remota, com águas
residuárias de origem doméstica, industrial e/ou de irrigação (BRAGA et al.,
2005), visto que é um bom indicador de poluição para aterros sanitários e
lixões. Altas concentrações de cloreto são tóxicas para a maioria dos vegetais,
alterando seu desenvolvimento. Para consumo humano, seu excesso altera o
sabor e confere efeito laxante.
Sulfato – Geralmente, o sulfato é solúvel a muito solúvel em
água. A presença de sulfato nas águas está relacionada à oxidação de sulfetos
nas rochas e à lixiviação de compostos sulfatados, como gipsita e anidrita.
Pode provir também das substâncias orgânicas do solo. As águas com excesso
de sulfato podem causar efeitos laxantes e na presença de íons de magnésio e
sódio podem provocar distúrbios gastrointestinais. O sulfato ferroso é de alta
periculosidade se consumido na forma pura. Na atividade agrícola, o sulfato
aumenta a salinidade dos solos.
Bicarbonato – O bicarbonato não oxida e nem reduz em
águas naturais, porém precipita facilmente como bicarbonato de cálcio. É
originado a partir da dissolução de calcários e dolomitas e da hidrólise de
52
silicatos, em presença de CO2. É benéfico aos vegetais, principalmente na
forma de bicarbonato de cálcio.
Nitrato – O nitrato apresenta alta solubilidade em água e
representa o estágio final da oxidação da matéria orgânica, sendo indicador de
contaminação das águas subterrâneas por atividades antrópicas como esgotos,
fossas sépticas, depósitos de lixo, cemitérios, adubos nitrogenados e resíduos
de animais, etc. Os resíduos provenientes do esgotamento sanitário são ricos
em nitrogênio e se decompõem a nitrato com a participação de bactérias
especializadas, considerando o ciclo no nitrogênio (nitrogênio orgânico,
amônia, nitrito e nitrato). O excesso de nitrato em água é considerado um risco
para a saúde humana, visto que pode provocar intoxicações,
metahemoglobinemia e câncer gástrico. Na agricultura, o nitrato se mostra
como um composto favorável ao desenvolvimento das plantas.
3.3 Vulnerabilidade à contaminação das águas subterrâneas
Tendo em vista que as águas subterrâneas constituem fonte importante de
água potável e que sua proteção é imprescindível para o abastecimento hídrico
seguro, o estudo da vulnerabilidade das águas subterrâneas à contaminação
tem se destacado na atualidade, pois representa um instrumento norteador na
gestão governamental e não-governamental dos recursos hídricos
subterrâneos (NOBRE, 2006; PATRIKAKI et al., 2012; FOSTER et al., 2013).
A vulnerabilidade de aquíferos tem sido discutida na comunidade científica
desde 1960, quando Jean Margat introduziu esse termo e propôs que o
sistema “solo e rocha” que envolve o aquífero fornece determinado grau de
proteção contra a contaminação das águas subterrâneas (ZAPOROZEC,
2002). Desde então, o conceito de vulnerabilidade tem sido debatido e
aprimorado.
FOSTER e HIRATA (1988) define vulnerabilidade como a expressão das
características intrínsecas naturais que determinam a sensibilidade de um
aquífero ser adversamente afetado por determinada carga poluente antrópica.
VRBA e ZAPOREZEC (1994) definem a vulnerabilidade de um sistema
hidrogeológico como sendo uma propriedade intrínseca do sistema e depende
da sensibilidade desse mesmo aos impactos humanos e/ou naturais. AUGE
(2004) define dois tipos de vulnerabilidade: a intrínseca e a específica. No
53
primeiro, a vulnerabilidade do aquífero à contaminação envolve somente as
características do meio sem considerar as características da potencial carga de
contaminantes; no segundo, são consideradas tanto as características do meio
como da potencial carga de contaminantes. BRAGA (2008) define
vulnerabilidade como um conjunto de características que determina o quanto
ele poderá ser afetado pela carga do contaminante.
O conceito de vulnerabilidade não se confunde com o de risco: o risco de
poluição depende não só das características intrínsecas do aquífero, mas
também, da presença de cargas poluentes significantes que possa ingressar no
meio ambiente subterrâneo. Dessa forma, um aquífero pode ser altamente
vulnerável devido às suas características naturais, mas apresentar baixo risco
à contaminação, caso inexistam fontes poluidoras expressivas (perigo à
poluição). O contrário também é possível: o aquífero pode ser pouco
vulnerável, mas apresentar alto risco de contaminação.
É importante esclarecer que a vulnerabilidade à contaminação do aquífero
não é uma propriedade absoluta, mas uma indicação relativa de onde a
contaminação tem maior probabilidade de ocorrer. Desse modo, a
vulnerabilidade de um aquífero sempre existirá, por menor que seja, sendo
necessário determina-la tendo em vista a gestão adequada dos recursos
hídricos.
Diversos métodos de avaliação da vulnerabilidade de aquíferos à
contaminação vêm sendo desenvolvidos e aplicados em diversos locais do
mundo. A grande maioria dos métodos de avaliação da vulnerabilidade
possuem uma natureza empírica, o que é veículo para o surgimento de um
vasto leque de diferentes interpretações por diferentes técnicos. Essa
subjetividade vai repercutir forçosamente na atribuição de valores numéricos a
entidades de natureza descritiva (RIBEIRO, 2005). De modo geral, a avaliação
da vulnerabilidade do aquífero é realizada a partir da sobreposição de
parâmetros litológicos, hidrogeológicos e geoambientais, em que se atribui um
valor a cada parâmetro considerado. A Tabela 3.1 apresenta alguns métodos
de vulnerabilidade e os parâmetros considerados.
54
3.4 Trabalhos anteriores desenvolvidos na área de estudo
A seguir, é apresentada uma síntese dos principais estudos
hidrogeológicos que tratam dos aspectos hidroquímicos, qualidade das águas e
vulnerabilidade à contaminação das águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi.
Método Avaliação Parâmetros
DRASTIC
(ALLER et al., 1987)
Vulnerabilidade
Geral
Profundidade água subterrânea;
Recarga;
Meio aquífero;
Solo;
Topografia;
Impacto no aquífero;
Condutividade hidráulica.
Groundwater
Vulnerability Map
For Nitrate
(CARTER et
al.,1987)
Potencial de
lixiviação de
nitrato
Tipo de solo;
Característica hidráulica;
Características litológicas do aquífero.
GOD
(FOSTER &
HIRATA, 1988)
Vulnerabilidade
Geral
Tipo de aquífero;
Litologia zona vadosa;
Profundidade da água.
SINTACX
(CIVITA et al., 1990)
Vulnerabilidade
Geral
Igual ao DRASTIC, com pesos
diferentes.
AVI
(STEMPVOORT et
al., 1993)
Vulnerabilidade
Geral
Espessura da camada litológica acima
do aquífero superior;
Condutividade hidráulica estimada em
cada uma das camadas.
EKv
AUGE (1995)
Vulnerabilidade
Geral
Profundidade da superfície freática;
Condutividade vertical da zona não
saturada.
EPPNA
(Plano Nacional
da Água, 1998)
Vulnerabilidade
Geral
Características litológicas e
hidrogeológica do aquífero.
IS
(FRANCÉS et al.,
2001)
Vulnerabilidade
Específica
Profundidade água subterrânea;
Recarga;
Tipo de aquífero;
Topografia;
Ocupação do solo.
VAN
(CUTRIM & LUZ,
2010)
Vulnerabilidade
Específica
Profundidade da água do aquífero;
Condutividade hidráulica da zona não
saturada;
Topografia;
Profundidade de usos da zona não
saturada.
Tabela 3.1 – Exemplos de métodos de avaliação da vulnerabilidade do aquífero e parâmetros
de análise. Adaptado de CRISPIM, 2016.
55
3.4.1 CAERN (2001 - 2013)
Dados da Companhia de Águas e Esgotos do Rio Grande do Norte
(CAERN) proveniente de análises químicas de 33 poços selecionados na
porção norte da Bacia do Rio Pirangi (Figura 3.2), realizadas de 2001 até 2013
caraterizaram águas de baixa salinidade e de boa qualidade para diversos fins,
inclusive para consumo humano. Os valores médios constatados de
condutividade elétrica e sólidos totais dissolvidos foi de 147,67 μS/cm e 91,98
mg/L, respectivamente. Quanto à dureza, as águas foram classificadas como
brandas. Em relação à ocorrência de íons, de modo geral, as águas se
caracterizam como cloretadas sódicas. Não foi constata contaminação das
águas subterrâneas por nitrato, contudo, observou-se aumento do teor de
nitrato ao longo do tempo. Segundo a Portaria de Consolidação N°05 do
Ministério da Saúde (2017) e a Resolução N° 357/05 do Conselho Nacional do
Meio Ambiente/CONAMA, é constatada contaminação das águas por nitrato
quando essas atingem concentração superior a 10 mg/L de N-NO3-.
Figura 3.2 – Rede de monitoramento para coleta de amostras realizadas de 2001 até 2013 pela
CAERN.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
56
3.4.2 LUCENA et al. (2004)
LUCENA et al. (2004) realizaram estudos sobre as características
hidroquímicas e qualidade das águas do SAB no setor leste da Bacia do Rio
Pirangi. A partir da coleta e análise de 16 amostras, as águas subterrâneas
foram classificadas como de baixa salinidade (Figura 3.3), cloretadas sódicas
(Figura 3.4) e, de modo geral, de boa qualidade para consumo humano e
irrigação agrícola em suas condições naturais. O estudo aponta que a
classificação iônica das águas evidencia, dentre outros aspectos, a influência
da proximidade do aquífero à linha de costa. Além disso, é ressaltada a
necessidade de monitoramento das águas do aquífero quanto aos níveis de
nitrato, visto que foram constatadas amostras com valores de nitrato iguais a
4,31 e 6,19 mg/L de N-NO3-, o que apesar de ser abaixo do limite permitido
pela OMS, pode ser considerado preocupante, segundo os autores. O estudo
associa diretamente o teor de nitrato à influência de águas residuais urbanas.
57
Figura 3.3 – Distribuição espacial da condutividade elétrica (µS/cm) no setor leste da Bacia do Rio
Pirangi. LUCENA et al, 2004.
58
3.4.3 FERNANDES (2010)
FERNANDES (2010) avaliou pH, condutividade elétrica e teor de nitrato
das águas subterrâneas do SAB no domínio norte da Bacia do Rio Pirangi
(zona urbana – Parnamirim). As águas foram classificadas como levemente
ácidas e de baixa salinidade, sendo constatada contaminação das águas
subterrâneas por nitrato em alguns poços. A condutividade elétrica variou de 53
µS/cm a 376 µS/cm, como média de 157,46 µS/cm. A concentração de nitrato
variou de 0,3 mg/L de N-NO3- a 21,9 mg/L de N-NO3
-, com média de 6,65 mg/L
de N-NO3-. Constatou-se que os teores de condutividade elétrica e nitrato
alcançaram seus picos nas regiões de maior ocupação urbana (Figuras 3.5 e
3.6). O estudo sugere que a contaminação das águas subterrâneas por nitrato
está associada ao sistema de esgotamento sanitário adotado (fossas sépticas).
Figura 3.4 – Diagrama de Piper caracterizando as águas do SAB no setor leste da Bacia do
Rio Pirangi. LUCENA et al, 2004.
59
Figura 3.6 – Distribuição espacial da concentração de nitrato (mg/L de N-NO3-) no setor
norte da Bacia do Rio Pirangi. Adaptado de FERNANDES (2010).
Figura 3.5 – Distribuição espacial da condutividade elétrica (µS/cm) no setor norte da
Bacia do Rio Pirangi. Adaptado de FERNANDES (2010).
60
3.4.4 ANA (2012)
ANA (2012) realizou estudo hidrogeológico na RMN, contemplando a
região da Bacia do Rio Pirangi. De modo geral, o estudo investiga e avalia as
características hidrodinâmicas, hidroquímicas e aspectos da vulnerabilidade
natural do aquífero à contaminação com destaque para o SAB. A avaliação
hidroquímica foi feita a partir das análises físico-químicas com determinação
dos seguintes parâmetros: temperatura, pH, condutividade elétrica (CE),
sólidos totais dissolvidos (STD), turbidez, cor, dureza, alcalinidade, principais
cátions (sódio, potássio, cálcio e magnésio), principais ânions (cloreto, sulfato,
bicarbonato e carbonato), componentes químicos secundários (ferro, alumínio e
manganês) e a série nitrogenada (nitrato, nitrito e amônio). Das 80 amostras
coletadas ao longo da RMN e aceitas após avaliação do erro cometido, 22
amostras estão locados na Bacia do Rio Pirangi com maior distribuição no
setor norte da bacia. O estudo caracterizou as águas subterrâneas do SAB na
Bacia do Rio Pirangi como ácidas com tendência à neutralidade. No extremo
oeste da bacia, as águas subterrâneas foram classificadas como cloretadas
sódicas com STD igual ou superior a 200 mg/L (Figura 3.7). No setor norte da
bacia, as águas foram classificadas como cloretada nitratada sódicas com teor
de nitrato entre 3 e 10 mg/L de N-NO3. Ainda no domínio norte da bacia, foi
mapeada uma área em que as águas foram classificadas como cloretada
nitratada sódicas com teor de nitrato superior a 10 mg/L de N-NO3. Nesse caso,
revela-se contaminação por nitrato, comprometendo fortemente a qualidade
natural das águas do SAB, visto que neste caso, as águas são consideradas
impróprias para o consumo humano. Nos demais setores, as águas foram
classificadas como cloretadas sódicas com STD inferior a 200 mg/L. A
alteração da qualidade natural das águas por nitrato é influenciada pela
infiltração de esgotos, devido ao modelo de disposição de efluentes sanitários
em fossas. No entanto, o estudo ressalta que as concentrações de nitrato
acima de 2 mg/L de N-NO3 são indicativos do processo de contaminação e, se
continuado, podem evoluir para águas restritas ao consumo humano.
No tocante à análise de vulnerabilidade do SAB à contaminação, o estudo
aplicou o método GOD (Figura 3.8). A borda leste da Bacia do Rio Pirangi,
margeando os cursos d’água, caracterizou-se alta vulnerabilidade natural à
61
contaminação do aquífero enquanto que nos demais setores da área de
estudo, identificou-se média vulnerabilidade.
62
Legenda
Rios
Águas cloretada sódicas com STD<200 mg/L
Águas cloretadas sódicas com STD>200 mg/L
Águas cloretadas nitratadas sódicas com 3 > N-NO3 > 10 mg/L
Águas cloretadas nitratadas sódicas com N-NO3 > 10 mg/L
Ausência de dados
Bacia_Pirangi
Figura 3.7 – Zoneamento hidroquímico das águas subterrâneas do SAB na Região Metropolitana de Natal. Destaque para a Bacia do Rio Pirangi.
Adaptado de ANA, 2012.
63
Legenda
Rios
Ausência de dados
Alta
Média
Figura 3.8 – Mapeamento da Vulnerabilidade natural do SAB à contaminação utilizando o método GOD na Região Metropolitana de Natal. Destaque para
a Bacia do Rio Pirangi. Adaptado de ANA, 2012.
64
3.4.5 ASSUNÇÃO (2016)
ASSUNÇÃO (2016) realizou avaliação hidrogeoquímica e qualidade das
águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi a partir da coleta e análise química da
água proveniente de 24 poços. Diferente dos estudos anteriores, ASSUNÇÃO
(2016) distribuiu os pontos de coleta d’agua em ambientes heterogêneos da
bacia hidrográfica quanto ao uso e ocupação de solo, contemplando assim,
zona urbana consolidada, área de desenvolvimento de atividades
agropecuárias e região de pouca interferência antrópica com presença de
dunas e lagoas. Para esse estudo, foram obtidos dados de condutividade
elétrica, STD, cátions principais (sódio, cálcio, magnésio e potássio), ânions
principais (cloreto, sulfato e bicarbonato), ferro, potássio, carbonato, nitrato,
amônia, boro, pH, e dureza total. De modo geral, as águas subterrâneas foram
caracterizadas como de baixa salinidade, levemente ácidas, brandas e fácie
hidroquímica predominante cloretadas sódicas (Figura 3.9). As amostras
provenientes da zona urbana e da zona agrícola apresentam valores elevados
de salinidade em relação à zona de lagoas. Constata-se diminuição da
condutividade elétrica no sentido do fluxo subterrâneo embora que nas regiões
mais antropizadas ocorra aumento da concentração de sais. Não foi constatada
contaminação dos mananciais subterrâneos por nitrato (valores superiores a 10
mg/L de N-NO3-), contudo admitiu-se uma tendência à contaminação por
nitrato com destaque para a zona urbana (Figura 3.10). Em relação aos usos
das águas subterrâneas, essas foram consideradas de boa qualidade, podendo
ser destinadas para consumo humano, animal, irrigação e industrial.
65
C
A B
Figura 3.9 – Diagramas de Piper caracterizando as águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi conforme
as zonas de uso e ocupação do solo: A (zona urbana consolidada), B (ecossistema de dunas e lagoas)
e C (domínio de atividades agrícolas). ASSUNÇÃO, 2016.
66
3.4.6 MELO et al. (2017)
Além de promover estudo hidrodinâmico e hidroquímico do SAB na Bacia do Rio
Pirangi, MELO et al. (2017) discutem os aspectos de vulnerabilidade natural e
antrópica à contaminação do aquífero. Nesse estudo, são aplicados os métodos
GOD e DRASTIC na área da Bacia do Rio Pirangi e o método VAN no município de
Parnamirim.
Conforme resultados obtidos através da aplicação do método VAN, foram
mapeadas cinco áreas distintas: muito baixa vulnerabilidade no setor central; baixa
vulnerabilidade no setor oeste/ocidental; vulnerabilidade moderada nos setores
noroeste e extremo leste; alta vulnerabilidade ao longo dos rios e riachos; e, muito
alta vulnerabilidade em um núcleo isolado no setor sudoeste da área (Figura 3.11).
Segundo o método GOD, MELO et al. (2017) determinaram vulnerabilidade
moderada predominante na área de estudo, embora ocorra uma zona de baixa
vulnerabilidade no setor nordeste da área e alta vulnerabilidade nos vales dos rios
(Figura 3.12). Já pelo método DRASTIC, o estudo identificou três classes de
Figura 3.10 - Distribuição espacial da concentração de nitrato (mg/L de N-NO3-) na Bacia do
Rio Pirangi. ASSUNÇÃO, 2016.
67
vulnerabilidade, sendo a vulnerabilidade média predominante. Identificou-se
vulnerabilidade baixa no setor noroeste da bacia; vulnerabilidade média nos setores
central, sul e oeste da área; e alta vulnerabilidade no setor oriental algumas
ocorrências nos setores central e sul da área (Figura 3.13).
Figura 3.11 – Mapeamento da vulnerabilidade natural e antrópica do SAB à contaminação no
município de Parnamirim/RN – Setor norte da Bacia do Rio Pirangi através do método VAN com
identificação de fontes de contaminação. MELO et al, 2017.
68
Figura 3.12 – Mapeamento da vulnerabilidade natural do SAB à contaminação na Bacia do Rio
Pirangi através do método GOD com identificação de fontes de contaminação. MELO et al, 2017.
Figura 3.13 – Mapeamento da vulnerabilidade natural do SAB à contaminação na Bacia do Rio Pirangi através
do método DRASTIC. MELO et al, 2017.
69
4. ARTIGO 01 - HIDROQUÍMICA DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS DO
SISTEMA AQUIFERO BARREIRAS NA BACIA DO RIO PIRANGI/RN
Este artigo foi produzido por Janaína Medeiros da Silva, autora dessa
dissertação, sob a orientação, supervisão e auxílio do Professor Dr. José Geraldo de
Melo, além da assistência, principalmente nas atividades de coleta das amostras,
dos colegas geólogos Hélio Fernando Maziviero e Cleidejane Teles Xavier Lopes da
Silva. Este trabalho foi submetido para a Revista científica “Águas Subterrâneas” no
dia 19 de novembro de 2019.
HIDROQUÍMICA DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUIFERO
BARREIRAS NA BACIA DO RIO PIRANGI/RN
HYDROCHEMISTRY OF BARREIRAS AQUIFER SYSTEM GROUNDWATER IN
THE PIRANGI RIVER BASIN/RN
Janaína Medeiros da Silva1
José Geraldo de Melo1,2
Hélio Fernando Maziviero1
Cleidejane Teles Xavier Lopes da Silva2
1 Programa de Pós-graduação em Geodinâmica e Geofísica, UFRN, Avenida
Senador Salgado Filho, 3000, Caixa Postal 1596, Bairro Lagoa Nova, CEP 59078-
970, Natal, RN; 2 Departamento de Geologia, UFRN, Natal, RN.
RESUMO
Este trabalho objetiva avaliar o comportamento hidroquímico das águas do Sistema
Aquífero Barreiras (SAB) na área da Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi - Região
Metropolitana de Natal, segundo os diferentes aspectos ambientais do uso e
ocupação do solo, com destaque para a avaliação dos efeitos do desenvolvimento
urbano na qualidade das águas subterrâneas. Inicialmente, foi definida uma rede de
monitoramento com 30 poços seguido de uma campanha de coletas e análises
físico-químicas de amostras de água. A interpretação dos resultados foi efetuada
com base em mapas de isovalores e diagramas hidroquímicos (Piper, Durov
70
Expandido e Gibbs), sendo possível classificar as águas de acordo com fácies
hidroquímicas e avaliar as modificaçoes hidrogeoquímicas nos diferentes contextos
ambientais da área de estudo. Apesar das variações hidroquímicas observadas nos
diferentes setores, de modo geral, as águas subterrâneas do SAB na área de estudo
se caracterizam como levemente ácidas e de baixa salinidade, abrangendo
predominantemente as fácies cloretadas sódicas magnesianas (Na+ - Mg2+ - Cl-) e
cloretadas sódicas (Na+ - Cl-). Foi identificada contaminação das águas subterrâneas
por nitrato em 30% das amostras, com destaque para as regiões mais urbanizadas.
O aspecto climático é o principal fator controlador da química dessas águas, com a
influência de fatores antrópicos do desenvolvimento urbano e de atividades
agrícolas.
Palavras-chave: Sistema Aquífero Barreiras, Bacia do Rio do Pirangi, Avaliação
hidrogeoquímica, Contaminação de águas subterrâneas, Nitrato.
ABSTRACT
This study aims to evaluate the hydrochemical behavior of the Barreiras Aquifer
System (SAB) waters in the Pirangi River Basin Area - Natal Metropolitan Area,
according to the different environmental aspects of land use and occupation,
highlighting the evaluation of the effects of the urban development in groundwater
quality. Initially, a 30-well monitoring network was defined, followed by a campaign
for collecting and analyzing physicochemical water samples. The interpretation of the
results was based on isovalve maps and hydrochemical diagrams (Piper, Durov
Expanded and Gibbs), and it is possible to classify the waters according to
hydrochemical facies and to evaluate the hydrochemical changes in the different
environmental contexts of the study area. Despite the hydrochemical variations
observed in the different sectors, in general the SAB groundwater in the study area is
characterized as slightly acidic and of low salinity, predominantly covering the
magnesian sodium chloride (Na+ - Mg2+ - Cl-) and chlorinated sodium facies. (Na+ -
Cl-). Groundwater contamination by nitrate was identified in 30% of the samples, with
emphasis on the most urbanized regions. The climatic aspect is the main controlling
factor of the chemistry of these waters, with the influence of anthropogenic factors of
urban development and agricultural activities.
71
Keywords: Barrier Aquifer System, Pirangi River Basin, hydrochemical evaluation,
groundwater contamination, nitrate.
1. INTRODUÇÃO
A Bacia hidrográfica do Rio Pirangi está localizada no litoral oriental do estado
do Rio Grande no Norte, compondo área de 436 km2 e abrangendo os municípios de
Natal, Parnamirim, Macaíba, Nísia Floresta, São José de Mipibu e Vera Cruz, que
com exceção do último, estão inclusos na Região Metropolitana do Natal. A área de
estudo está inserida na Bacia hidrográfica do Rio Pirangi compreendendo superfície
total de 370 km2 (Figura 1).
O abastecimento hídrico da área é feito, quase em sua totalidade, por captações
no Sistema Aquífero Barreiras (SAB), o qual se caracteriza por elevadas
potencialidades hidrogeológicas, com destaque para o município de Parnamirim,
cujas transmissividades atingem valores superiores a 1000 m²/dia e poços com
capacidade de produção de até 100 m³/h, fornecendo águas, em geral, de boa
qualidade para diversos fins, em suas condições naturais (MELO et al., 2017). Esse
caráter hidrogeológico permitiu, nas ultimas décadas, condições favoráveis para a
expansão urbana, agrícola e industrial da região.
Apesar disso, o desenvolvimento urbano e rural, sem o planejamento ambiental
adequado, tem afetado a qualidade das águas subterrâneas, principalmente devido
à contaminação por nitrato. O nitrato é o poluente de ocorrência mais frequente nas
águas subterrâneas e sua origem pode está associada a diversos fatores como uso
de fertilizantes agrícolas, criação de animais, má disposição de efluentes
domésticos, dentre outros (VARNIER & HIRATA, 2002). O nitrato é utilizado
mundialmente como indicador da contaminação das águas subterrâneas devido à
sua alta mobilidade (REYNOLDS-VARGAS et al., 2006). O excesso do íon nitrato
em água destinada ao consumo humano é preocupante por causar em recém-
nascidos a síndrome do bebê azul e em adultos, pode ser responsável por causar
câncer de estômago, e aumentar a probabilidade de câncer de mama em mulheres
(BAIRD & CANN, 2011).
Este trabalho objetiva avaliar o comportamento hidroquímico das águas do SAB
na área da Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi, permitindo classificá-las conforme
fácies hidroquímicas, investigar seus fatores controladores e avaliar os efeitos do
desenvolvimento urbano e rural na qualidade das águas subterrâneas.
72
2. CARACTERÍSTICAS GERAIS DA ÁREA DE ESTUDO
A Bacia hidrográfica do Rio Pirangi é composta pelas sub-bacias dos rios
Pitimbu, Taborda e Pium e está localizada na região nos vales úmidos, com
transição climática para o semiárido no setor oeste da bacia. A denominação vales
úmidos faz referência à característica perene dos rios e lagoas que ocorrem na área
e ao elevado regime pluviométrico local, atingindo precipitações superiores a 1600
mm/ano (EMPARN, média 1992-2018) nos setores centro e leste da área. Na região
oeste, as precipitações diminuem para valores próximos de 800 mm/ano (EMPARN,
média 1992-2018). Além dos rios principais, a bacia hidrográfica é composta pelos
riachos Mendes, Água Vermelha e Lamarão, afluentes do Rio Pirangi e pelas lagoas
do Jiquí e do Pium.
Figura 1 - Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi com delimitação das zonas de Uso de ocupação do
solo e pontos de coleta de amostras de água.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
73
A geologia da área é constituída estratigraficamente, da base para o topo, pelo
embasamento cristalino Pré-cambriano, constituído por rochas ígneas e
metamórficas, pela sequência sedimentar Cretácea, constituída por rochas
carbonáticas e areníticas, e pelas unidades cenozoicas, constituída pelos arenitos
do Grupo Barreiras, de idade Tércio – Quaternária (CORDOBA et al., 2007),
capeados por sedimentos recentes do Quaternário (depósitos aluvionares, depósitos
colúvio–eluviais e depósitos eólicos de paleodunas), na qual apenas esses últimos
são aflorantes na área de estudo (Figura 2).
O Aquífero Barreiras se destaca na área de estudo e é caracterizando pelo seu
caráter livre, geometria tabular, com estratos praticamente horizontais arenosos e
argilosos de espessuras variadas (ANA, 2012). Intercalações argilosas ocorrem com
frequência, produzindo semiconfinamentos localizados e reduzindo as
potencialidades hidrogeológicas, embora o caráter de aquífero livre seja dominante
(SERHID, 1998). As dunas, as quais cobrem parte das rochas da Formação
Barreiras, contribuem fortemente para a recarga do Aquífero Barreiras devido a sua
elevada porosidade efetiva e elevada condutividade hidráulica, configurando o
padrão regional de ocorrência de um sistema hidráulico único, denominado de
Sistema Aquífero Barreiras (MELO, 1995).
A compartimentação estrutural do terreno exerce marcante influência sobre as
espessuras saturadas do Sistema Aquífero Barreiras e suas potencialidades, o que
se reflete na produtividade dos poços, visto que as maiores vazões explotáveis
correspondem às maiores espessuras saturadas (BEZERRA et al., 1993; LUCENA
et al., 2006).
Quanto ao uso e ocupação do solo, a Bacia hidrográfica do Rio Pirangi, pode ser
subdividida em três domínios principais (MELO et al., 2017): subárea A, localizada
no setor norte e central da bacia e caracterizada pela urbanização da cidade de
Parnamirim e por áreas de expansão urbana (loteamentos habitacionais) que
bordejam o limite oeste; subárea B, situada a sudeste da área de estudo,
caracterizada pelo ecossistema de lagos e dunas, com características naturais bem
preservadas; E por fim, a subárea C, situada no setor oeste, caracterizada pela
atividade agropecuária, com destaque para o cultivo de feijão, batata e macaxeira,
deste outras lavouras.
74
3. MATERIAIS E MÉTODOS
Após definição da rede de monitoramento com 30 poços tubulares (Figura 1), foi
realizada uma campanha de amostragem em novembro de 2017. Os pontos de
coleta foram prioritariamente definidos considerando a distribuição espacial na área
de estudo e as zonas de uso e ocupação do solo. Dos 30 poços tubulares
submetidos à amostragem, 7 são de uso particular, destinados ao abastecimento de
pequenos produtores rurais (4), para envaze de água mineral (1), para atividade
agroindustrial (1) e para conjunto habitacional multifamiliar (1). Os demais poços
tubulares pertencem à empresa concessionária de serviços públicos responsável
pela captação e distribuição de água na área de estudo (CAERN).
Figura 2 - Mapa Geológico da Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi. Adaptado de ANA (2012).
75
Os procedimentos de coleta, preservação e transporte de amostras foram
realizados conforme CETESB (2011), e encaminhadas para laboratório de análises
físico-químicas para determinação dos parâmetros pH, CE, STD e dos íons sódio
(Na+), potássio (K+), cálcio (Ca2+), magnésio (Mg2+), ferro (Fe2+), cloreto (Cl-),
bicarbonato (HCO3-), sulfato (SO4
2-) e nitrato (NO3-). Os resultados, em mEq/L, foram
submetidos ao balanço iônico, garantindo a confiabilidade dos dados (LOGAN,
1965). SCHOELLER (1962) admite que o erro do balanço iônico não deve ser
superior a 5% para que a análise seja considerada aceitável. Este percentual
relaciona a concentração total dos cátions e dos ânions, visto que em uma análise
hidroquímica completa a concentração total dos cátions deve ser aproximadamente
igual à concentração total dos ânions. Posteriormente, os resultados foram
submetidos à análise estatística descritiva (média, mediana, mínimo, máximo e
desvio padrão) e identificada contaminação por nitrato, conforme Anexo XX da
Portaria de consolidação Nº 5 do Ministério da Saúde (BRASIL, 2017). A matriz de
correlação entre os parâmetros hidroquímicos foi elaborada utilizando o software
Aquachem 3.7. A distribuição espacial de parâmetros químicos empregou a técnica
vizinho natural como método de interpolação. A classificação das águas em fácies
hidroquímicas ocorreu mediante plotagem dos resultados nos diagramas de Piper
(PIPER, 1944) e Durov Expandido utilizando os softwares Aquachem 3.7 e Qualigraf
1.17. O diagrama de Gibbs (GIBBS, 1970) foi utilizado para avaliar fatores
controladores da química das águas subterrâneas.
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES
O resultado do balanço iônico revelou que as análises realizadas são confiáveis
(erros inferiores a 5%). O valor do erro calculado nas 30 amostras varia de 0,018% a
0,399%, com média de 0,235%. Dessa forma, todos os resultados provenientes das
análises químicas foram utilizados na avaliação hidrogeoquímica. De modo geral, as
águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi são caracterizadas pelo pH levemente ácido,
pouco mineralizadas e com predominância dos íons sódio e cloreto (Tabela 1). As
águas subterrâneas cloretadas sódicas estão relacionadas ao processo de
evaporação da água do mar e a provável presença desses elementos nas águas da
precipitação pluviométrica, somado ao fato do SAB possuir caráter local
predominantemente livre com capeamento superficial de corpos dunares. Em
relação aos níveis de nitrato, foi verificado que 30% das amostras analisadas
76
ultrapassam a concentração de 10 mg/L de N-NO3, caracterizando águas
contaminadas, conforme Anexo XX da Portaria de consolidação Nº 5 do Ministério
da Saúde.
Considerando as zonas de uso e ocupação do solo estabelecidas, as águas
provenientes da subárea A (setor norte da bacia) apresentam, salinidade mais
elevada, com valores de condutividade elétrica e sólidos totais dissolvidos, atingindo
Zonas
de Uso e
Ocupação
do Solo
Parâ-
metros pH CE STD Na
+ K
+ Mg
2+ Ca
2+ Fe
2+ Cl
- SO4
2- HCO3
- NO3
-
Unidade - µS/cm
a 25C mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L
mg/L
de N
Subárea
A
(Zona
Urbana)
Média 5,68 226,58 131,50 13,12 2,39 5,92 5,67 0,04 35,54 2,15 10,23 11,70
Mediana 5,84 209,00 117,50 10,39 2,81 5,30 4,49 0,01 31,99 0,00 8,71 9,08
Mínimo 4,11 62,50 37,00 2,24 0,49 2,89 1,63 0,00 11,00 0,00 0,00 0,00
Máximo 7,11 600,00 356,00 46,52 5,11 9,16 13,87 0,43 97,96 36,88 32,35 23,95
Desvio
Padrão 0,79 130,49 77,33 10,85 1,28 1,71 3,65 0,10 21,06 8,43 8,49 7,70
Subárea
B
(Zona
Lagoas)
Média 6,61 120,26 73,82 6,07 0,75 2,31 4,08 0,03 14,20 0,39 16,42 0,08
Mediana 6,30 146,30 85,00 4,07 0,34 1,45 2,45 0,01 16,00 0,00 17,42 0,10
Mínimo 6,00 60,00 38,40 3,82 0,17 0,96 0,82 0,01 10,00 0,00 0,00 0,00
Máximo 7,33 151,70 97,08 10,35 1,71 5,78 8,16 0,09 16,99 0,98 37,33 0,16
Desvio
Padrão 0,55 36,49 23,09 2,67 0,60 1,81 3,38 0,03 3,06 0,48 14,81 0,06
Subárea
C
(Zona
Agrícola)
Média 5,12 157,57 93,00 17,55 2,94 3,44 1,28 0,01 37,13 0,23 4,44 3,79
Mediana 4,70 124,50 73,00 13,70 1,87 3,85 1,63 0,01 29,99 0,00 4,97 1,86
Mínimo 4,39 71,40 43,00 6,73 1,70 0,48 0,00 0,00 18,99 0,00 1,24 0,10
Máximo 6,32 398,00 235,00 48,17 6,80 4,82 2,45 0,01 85,97 1,17 9,95 13,50
Desvio
Padrão 0,75 102,89 60,62 12,87 1,73 1,30 0,74 0,00 20,71 0,40 2,65 4,34
Todas as
amostras
Média 5,70 192,76 112,90 12,98 2,25 4,74 4,38 0,03 32,36 1,41 9,91 7,91
Mediana 5,86 149,30 89,50 10,39 1,72 4,58 2,86 0,01 27,99 0,00 6,22 6,85
Mínimo 4,11 60,00 37,00 2,24 0,17 0,48 0,00 0,00 10,00 0,00 0,00 0,00
Máximo 7,33 600,00 356,00 48,17 6,80 9,16 13,87 0,43 97,96 36,88 37,33 23,95
Desvio
Padrão 0,88 121,49 71,33 11,10 1,50 2,22 3,65 0,08 20,84 6,60 9,77 7,92
Tabela 1 - Avaliação estatística dos resultados das análises físico químicas proveniente de 30
amostras, considerando as zonas de uso e ocupação do solo.
77
médias de 226,58 µS/cm e 131,50 mg/L, respectivamente, as quais são maiores que
as médias obtidas nas subáreas B e C. As concentrações dos íons sódio, magnésio
e cloreto nessas águas merecem destaque, atingindo médias de 13,12 mg/L; 5,92
mg/L e 35,54 mg/L, respectivamente.
A ocorrência de magnésio nas águas subterrâneas, de modo geral, pode ser
influência da dissolução de rochas carbonáticas, o que não pode ser aplicado nesse
estudo devido à ausência dessa litologia na área. SANTOS et al. (2004) atribuíram o
aumento do íon magnésio em águas subterrâneas de regiões urbanizadas à
lixiviação de compostos provenientes da má disposição de resíduos sólidos
domésticos. Ainda na subárea A, constatou-se que 44% das amostras estão
contaminadas por nitrato, conforme a normativa citada. A subárea A compreende a
zona urbana de Parnamirim/RN, a qual conta com sistemas de esgotamento
sanitário individuais e majoritariamente baseado na infiltração de efluentes no solo
(fossas negras escavadas até o nível freático, fossas sépticas e sumidouros), pois
menos de 10% da população conta com saneamento básico (FIGUEREDO &
FERREIRA, 2017). Tais efluentes são quimicamente ricos em substâncias orgânicas
nitrogenadas, as quais, a partir da degradação microbiana, são convertidas em
nitrato. Dessa maneira, é sugestivo afirmar que a má disposição de efluentes
domésticos está modificando a química das águas subterrâneas.
As águas oriundas da subárea B (setor leste da bacia) se caracterizam pela
baixa salinidade (tendendo à neutralidade). Os valores médios de condutividade
elétrica e sólidos totais dissolvidos constatados nesta subárea são, respectivamente,
146,30 µS/cm e 85,00 mg/L, sendo inferiores aos resultados obtidos nas subáreas A
e C. Tratam-se de águas compostas predominantemente, pelos íons sódio, cloreto e
bicarbonato. A concentração dos íons sódio e cloreto são consideravelmente
menores do que as encontradas nas demais subáreas e não foi constatado
contaminação das águas por nitrato. Os valores médios de condutividade elétrica e
sólidos totais dissolvidos na subárea C são de 157,57 µS/cm e 93,00 mg/L,
respectivamente, constatando salinidade inferior em relação à subárea A, no entanto
elevada em comparação à subárea B. Nesta subárea, as águas são concentradas
nos íons sódio e cloro, sendo pouco expressivo o teor dos demais íons. Além disso,
constatou-se contaminação por nitrato apenas em uma amostra, a qual atingiu
concentração de nitrato de 13,50 mg/L de N-NO3.
78
A Tabela 2 mostra a matriz de correlação entre os parâmetros químicos
analisadas. Os coeficientes de correlação entre a condutividade elétrica e os íons
sódio (0,860) e cloreto (0,924) são elevados em relação aos demais íons,
demonstrando que esses íons exercem forte controle hidroquímico. Em relação ao
íon nitrato, o fator de correlação deste com a condutividade elétrica também merece
destaque (0,552), inferindo que tal íon exerce influência na salinidade das águas
subterrâneas.
Entre os íons, constata-se correlação elevada entre o sódio e o cloreto (0,964),
corroborando que esses íons provêm da mesma fonte. As correlações entre o
magnésio e os íons cloreto e nitrato são fortes, atingindo quase 60%. O íon
magnésio é muito raro nas águas subterrâneas devido a sua escassez geoquímica e
sua mobilidade na zona vadosa depende da existência de outros ânions,
particularmente do NO3- e do Cl-, oriundos da mineralização da matéria orgânica,
tendo como fonte principal o lançamento de esgoto não tratado na área (PEARSON
et al., 1962; GONZALEZ-ERICO et al., 1979).
As variações espaciais na química das águas subterrâneas na área de estudo
foram avaliadas a partir dos valores de condutividade elétrica (Figura 3) e do íon
nitrato (Figura 4).
CE STD Na+ K
+ Mg
2+ Ca
2+ Cl
- SO4
2- HCO3
- NO3
-
CE 1,00 0,992 0,860 0,731 0,675 0,610 0,924 0,615 -0,126 0,552
STD 1,00 0,716 0,992 0,629 0,232 0,922 0,626 -0,135 0,516
Na+ 1,000 0,794 0,399 0,291 0,964 0,568 -0,275 0,298
K+ 1,000 0,506 0,224 0,805 0,139 -0,090 0,608
Mg2+
1,000 0,492 0,595 0,353 0,073 0,582
Ca2+
1,000 0,403 0,474 0,495 0,315
Cl- 1,000 0,584 -0,269 0,420
SO42-
1,000 -0,163 -0,192
HCO3- 1,000 -0,101
NO3- 1,000
Tabela 2 - Matriz de correlação entre os parâmetros químicos.
79
Figura 3 – Distribuição espacial de Condutividade Elétrica (µS/cm) na Bacia do Rio Pirangi
considerando as zonas de uso e ocupação do solo.
Figura 4 – Distribuição espacial da concentração do íon nitrato (mg/L de N-NO3-) na Bacia do Rio
Pirangi considerando as zonas de uso e ocupação do solo.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
80
O comportamento hidroquímico desses dois parâmetros é similar, haja vista grau
de correlação entre eles: ao norte da área (subárea A) são constatados valores
relativamente elevados, atingindo 600 µS/cm de condutividade elétrica e 23,95 mg/L
de N-NO3 de concentração de nitrato; ao leste e ao sul (subárea B), esses
parâmetros resultam índices relativamente baixos, com condutividade elétrica
geralmente inferior a 100 µS/cm e níveis de nitrato predominantemente nulos; a
oeste (subárea C), são verificados valores intermediários com um ponto de coleta
apresentando índices de condutividade elétrica e nitrato elevados em relação aos
demais da mesma subárea.
As variações hidroquímicas ao longo do fluxo subterrâneo podem derivar de
vários fatores. Inicialmente, as concentrações e os tipos de sais presentes nos
mananciais subterrâneos dependem da recarga e, em seguida, da interação água-
rocha ao longo de fluxo subterrâneo. Entretanto, além de elementos naturais, a
química das águas pode ser condicionada a causas antrópicas (contaminação). No
caso do SAB, o caráter predominantemente livre e a composição mineralógica
pouco reativa (arenitos quartzosos) coloca a precipitação pluviométrica como um
fator controlador importante na química das águas.
Na área de estudo, o fluxo subterrâneo ocorre, de modo geral, de oeste para
leste, sendo o Oceano Atlântico a principal frente de descarga. Embora a tendência
seja salinização ao longo do fluxo subterrâneo, esse comportamento não é
totalmente expressado. Os índices de condutividade elétrica e nitrato aumentam no
sentido W–NE (subárea C para subárea A), mas diminuem no sentido W–SE
(subárea C para subárea B). Essa constatação infere que outros fatores devem
influenciar nas características químicas das águas subterrâneas.
Na subárea A, como já retratado anteriormente, é sugestivo que o referido
aumento de salinidade e do teor de nitrato venha a ser causado pela má disposição
de efluentes domésticos. VARNIER et al. (2010) apontam estudos que demonstram
a relação direta entre os padrões de concentração de nitrato nas águas
subterrâneas e os de ocupação urbana (LOWE et al. 2000, CAGNON & HIRATA
2004, GODOY et al. 2004, DRAKE & BAUDER 2005, SANAIOTTI 2005,
REYNOLDS-VARGAS et al. 2006, XU et al. 2007, PROCEL 2011), mediante o uso
de diferentes ferramentas (análises químicas, isotópicas, métodos estatísticos, uso
de sistema de informação geográfica, dentre outros). Os estudos indicam que a
expansão da ocupação urbana sem sistema adequado de esgotamento sanitário
81
gera uma carga contaminante de nitrato significativa, que atinge os aquíferos e
ameaça a qualidade das águas subterrâneas.
Na subárea B, é esperado que as águas apresentem as maiores concentrações
de íons, visto que se trata de uma área a jusante (fluxo subterrâneo W-E), no
entanto, oposto é observado. Esse comportamento pode ser justificado pela forte
recarga subterrânea na região combinado com interferência antrópica inexpressiva,
compondo águas mais diluídas e sem contaminantes. Nesse domínio, o regime
pluviométrico intenso combinado com a presença de campos dunares que
propriciam a infiltração, a recarga é favorecida.
Na subárea C, a salinização das águas pode está vinculada à transição climática
para o semiárido, concentrando os sais em virtude das baixas precipitações
pluviométricas e o efeito da evaporação (capilaridade). Ou seja, na subárea C
ocorrem as menores taxas de precipitação da bacia, o que implica uma baixa taxa
de recarga e, portanto, menor diluição das águas. Esse processo resulta em aguas
naturalmente mais salinizadas. Embora o efeito climático seja a principal
condicionante sobre a salinidade das águas subterrâneas na subárea C, é
importante considerar a influência da compartimentação estrutural do SAB na
salinidade das águas. Nessa subárea constatou-se contaminação por nitrato apenas
em uma amostra, o que pode ser ocasionado por práticas agrícolas inadequadas
com o uso excessivo de fertilizantes.
O termo ‘fácies hidroquímicas’ é utilizado para classificar as águas subterrâneas
com base em seus íons dominantes. Dessa forma, a fim de identificar as fácies
hidroquímicas das águas subterrâneas na área de estudo, respeitando as zonas de
uso e ocupação do solo, utilizou-se o Diagrama de Piper (Figura 5). Diagramas
trilineares, como o Diagrama de Piper, apresentam graficamente as concentrações
em porcentagem para cada íon analisado, em diagramas triangulares, constituindo-
se numa das mais utilizadas representações gráficas para a classificação de um
conjunto de dados hidroquímicos (CUSTÓDIO & LLAMAS, 1983).
Os tipos predominantes de águas subterrâneas na área de estudo são
cloretadas sódicas mistas (43,33%) e cloretadas sódicas (36,67%). Observa-se
predominância de águas cloretadas sódicas magnesianas na subárea A e águas
cloretadas sódicas nas subáreas B e C. A seta cinza no diagrama indica o sentido
do fluxo subterrâneo, marcando transição hidroquímica de cloretadas sódicas para
cloretadas mistas devido ao aumento da concentração do íon magnésio.
82
Os resultados obtidos também foram plotados no Diagrama de Durov Expandido
(Figura 6). Esse diagrama tem uma distinta vantagem sobre o diagrama de Piper
porque ele fornece mais informações sobre os tipos hidroquímicos e sobre a
evolução da qualidade das águas (HUSSEIN, 2004), sendo uma combinação dos
diagramas de Piper e Durov. O Diagrama de Durov Expandido revela que as águas
subterrâneas do SAB na área de estudo se classificam como cloretadas sódicas
magnesianas (campo 8) e cloretadas sódicas (campo 9), corroborando com os
resultados obtidos a partir do Diagrama de Piper. É possível constatar ainda, que há
modificação hidroquímica das águas do campo 9 em direção ao campo 8, sugerindo
troca de íon reversa.
O Diagrama de Gibbs avalia os fatores controladores da hidrogeoquímica das
águas subterrâneas a partir da correlação das razões catiônicas e aniônicas com o
valor de sólidos totais dissolvidos. A hidrogeoquímica das águas subterrâneas do
SAB na Bacia do Rio Pirangi é controlada predominantemente pelo fator
precipitação (Figura 7). A maior parte das amostras foram plotadas fora dos limites
do bumerangue, o que pode representar influência de fatores antrópicos na química
das águas analisadas (SELVAKUMAR et al., 2017).
Figura 5 - Diagrama de Piper classificando as águas subterrâneas da área de estudo.
83
Figura 6 - Diagrama de Durov Expandido classificando as águas subterrâneas da área de estudo.
84
5. CONCLUSÃO
As águas do SAB na Região da Bacia do Rio Pirangi foram caracterizadas, de
modo geral, como levemente ácidas, de baixa salinidade e predominantemente dos
tipos cloretadas-sódicas-magnesianas e cloretadas-sódicas. A precipitação se
mostra como o principal fator condicionante da química das águas subterrâneas do
SAB na área de estudo. Entretanto, considerando as zonas de uso e ocupação do
solo aplicadas neste trabalho, foi possível avaliar e sugerir outros fatores que
controlam as características dessas águas.
As águas provenientes das áreas urbana consolidada e de expansão urbana são
predominantes do tipo cloretadas-sódicas-magnesianas. Constatou-se presença
significativa do íon nitrato, caracterizando em alguns casos, águas impróprias para o
consumo humano. Sugere-se que a disposição inadequada de efluentes sanitários,
produto da urbanização sem o satisfatório planejamento ambiental, está modificando
as características naturais das águas.
As águas provenientes da área de ecossistema de dunas e lagoas são
predominantemente do tipo cloretadas sódicas, embora ocorram águas
bicarbonatadas cálcicas e mistas. Trata-se de uma área não urbanizada, com
Figura 7 - Diagrama de Gibbs representando os fatores controladores das águas subterrâneas da área de estudo.
85
características naturais preservadas, e sugere que a baixa mineralização das águas
ocorre devido à recarga subterrânea relativamente expressiva nessa porção da área.
Na zona agrícola, as águas são do tipo cloretadas sódicas. Nesta subárea
aponta-se o efeito climático como principal condicionante da salinização natural das
águas. Sugere-se também influência da compartimentação estrutural do aquífero.
Considerando uso e ocupação do solo, é indicado ainda alteração da composição
química das águas devido ao uso inadequado de fertilizantes e atividades
agroindustriais desenvolvidas nessa subárea.
Indubitavelmente, o uso das águas do SAB é essencial para o contínuo
desenvolvimento urbano, agrícola e industrial na área da Bacia do Rio Pirangi, com
destaque para o município de Parnamirim. Contudo, é exposto que o manejo desse
manancial subterrâneo não está sendo realizado de modo adequado conforme os
preceitos do desenvolvimento sustentável. Diante disso, é recomendado
planejamento e execução de atividades de gestão sustentável para a garantia do
suprimento hídrico das populações atuais e futuras, como a avaliação periódica da
qualidade das águas, o controle na perfuração e cadastro dos poços, o tratamento
adequado das águas já contaminadas, o controle do uso de fertilizantes e pesticidas,
a ampliação da rede de saneamento básico e a gestão apropriada dos resíduos
sólidos, dentre outras medidas possíveis.
AGRADECIMENTOS
Os autores agradecem ao CNPq – pelo apoio no desenvolvimento do projeto da
Rede FINEP/CNPq – CT – Hidro sob o título “Potencialidades e definição de
estratégias de manejo das águas subterrâneas da região de Parnamirim/RN”.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ANA - AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. NASCIMENTO, F. S.; FERREIRA, A. N.
P.; STEIN, P.; CABRAL, N. M. T.; MARTINS, C. A.; FIGUERÊDO, E. M.. Estudo
Hidrogeológico para a orientação do manejo das águas subterrâneas da Região
Metropolitana de Natal/RN. Volume 1 – Avaliação Hidrogeológica. Brasília: Agência
Nacional de Águas, 2012. 285 p.
BAIRD, C.; CANN, M. Química Ambiental. 4. ed. Porto Alegre: Bookman, 2011.
BEZERRA, F. H. R.; LUCENA, L. R. F. DE; SAAD, A.; MOREIRA, J. A. M.; LINS, F.
A. P. L.; NOGUEIRA, A. M. B.; MACEDO, J. W. P.; NAZARÉ JR. D. 1993.
86
Estruturação neotectônica do litoral de Natal-RN, com base na correlação entre
dados geológicos, geomorfológicos e gravimétricos. In: Simpósio Nacional De
Estudos Tectônicos, IV. 1993, Belo Horizonte. Anais. Belo Horizonte - MG. SBG,
Núcleo MG. Bol. 12: p. 317-321.
BRASIL - Ministério da Saúde, 2017. PORTARIA DE CONSOLIDAÇÃO Nº 5, de 28
de setembro de 2017. Anexo XX. Do controle e da vigilância da qualidade da água
para consumo humano e seu padrão de potabilidade. Brasília: Ministério da Saúde.
CETESB - Companhia Ambiental do Estado de São Paulo.
Guia nacional de coleta e preservação de amostras: água, sedimento,
comunidades aquáticas e efluentes líquidos / Companhia Ambiental do Estado
de São Paulo; Organizadores: Carlos Jesus Brandão ... [et al.]. -- São Paulo:
CETESB; Brasília: ANA, 2011.
CÓRDOBA, V. C.; JARDIM DE SÁ, E. F.; SOUSA, D. C.; ANTUNES, A. F.. Bacia de
Pernambuco-Paraíba. Boletim de Geociencias da Petrobras, v. 15, n. 2, p. 391–
403, 2007.
CUSTODIO E. & LLAMAS M.R. 1983. Hidrologia Subterranea. Barcelona, Ômega,
v. 2.
Empresa de Pesquisa Agropecuária do Rio Grande do Norte (EMPARN).
Monitoramento pluviométrico. Disponível em:
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php>. Acesso em 04 de
setembro de 2019.
FIGUEIREDO, F. F.; FERREIRA, J. G. O saneamento básico no Nordeste e no Rio
Grande do Norte: avanços e constrangimentos. XVII ENAMPUR. Sessão Temática
4: Meio Ambiente e Políticas Públicas. Anais. São Paulo, 20 p. 2017.
GIBBS, R.J. Mechanisms controlling world water chemistry. Science, v.17, p.1088-
1090, 1970.
GONZALEZ-ERICO E., KAMPRATH, E. J., NADERMAN, G. C., SOARES, W. V.
1979. Effect of depth of lime incorporation on the growth of corn on an oxisol of
central Brazil. Soil Science Society of America Journal, v.43, p.1155-1158.
HUSSEIN, M. T. Hydrochemical evaluation of groundwater in the Blue Nile Basin,
eastern Sudan, using conventional and multivariate techniques. Hydrogeology
Journal, v. 12, n. 2, p. 144-158, 2004.
LOGAN, J. 1965. Interpretação de análises químicas de água. Recife:
U.S. Agency for International Development. 67 p.
87
LUCENA, L. R. F.; Rosa FILHO, E. F.; HINDI, E. C. O controle estrutural no Aquífero
Barreiras - área da Bacia do Rio Pirangi-RN. Revista Águas Subterrâneas, v. 20, n.
1, p. 83–98, 2006.
MELO, J. G. Potencialidades e definição de estratégias de manejo das águas
subterrâneas da região de Parnamirim, RN. Relatório Final de Pesquisa. Natal:
Universidade Federal do Rio Grande do Norte. MCT/CNPq - FINEP/CTHIDRO, 2017.
MELO, J.G. Impactos de Desenvolvimento Urbano nas Águas Subterrâneas de
Natal/RN. São Paulo/SP. Tese de Doutorado. Instituto de Geociências, Universidade
de São Paulo, 1995. 196p.
PEARSON, R. W.; ABRUNA, F.; VICENT CHANDLER, J. E. 1962. Effect of lime and
nitrogen applications on downward movement of calcium and magnesium in two
humid tropical soil of Puerto Rico. Soil Science, Baltimore, v. 93, p. 77– 82.
PIPER, A.M. 1944. A graphic procedure in the geochemical interpretation of water
analyses. Trans. Amer. Geophysical Union, vol. 25: 914-928.
REYNOLDS-VARGAS, J.; FRAILE-MERINO, J.; HIRATA, R. 2006. Trends in nitrate
concentrations and determination of their origin using stable isotopes (18O and 15N)
in groundwater of the western Central Valley, Costa Rica. Ambio: A Journal of the
Human Environment, 35(5): 229–236.
SANTOS, C. B.; LEAL, L. R. B.; LUZ, J. A. G.; MELLO, J. C. Caracterização do
impacto na qualidade das águas subterrâneas causado pela disposição dos resíduos
sólidos urbanos no Aterro Municipal da cidade de Feira de Santana – BA. In: XIII
Congresso Brasileiro de Águas Subterrâneas, 2004. Cuiabá. Anais. Cuiabá – MT.
SCHOELLER, H. Geochemie des eaux Souterraines. Revue de L’Institute Francais
du Petrole. N. 10, p. 230 – 244. 1955. Les eaux Souterraines. Paris: Mason et Cie,
1962. Cap 7.
SELVAKUMAR, S., CHANDRASEKAR, N., KUMAR, G. Hydrogeochemical
characteristics and groundwater contamination in the rapid urban development areas
of Coimbatore, India. Water Resources and Industry, v. 17, p. 26-33, 2017.
SERHID. Secretaria de Recursos Hidricos do Rio Grande do Norte. Plano Estadual
de Recursos Hídricos do Rio Grande do Norte. Relatório Técnico.
HIDROSERVICE/SERHID. Natal, 1998.
VARNIER, C.; HIRATA, R. Contaminação da água subterrânea por nitrato no Parque
Ecológico do Tietê - São Paulo, Brasil. Revista Águas Subterrâneas n. 16/ Maio
2002.
88
VARNIER, C.; IRITANI, M. A.; VIOTTI, M.; ODA, G. H.; FERREIRA, L. M. R. Nitrato
nas águas subterrâneas do Sistema Aquífero Bauru, área urbana do Município de
Marília (SP). Revista do Instituto Geológico, São Paulo, n 31, 2010.
89
5. QUALIDADE DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUÍFERO
BARREIRAS NA BACIA DO RIO PIRANGI QUANTO AOS USOS
PREPONDERANTES
Considerando o uso múltiplo dos recursos hídricos, o estudo da qualidade das
águas é imprescindível para orientar a gestão sustentável dos mananciais
subterrâneos. O termo “qualidade das águas” refere-se à concentração dos
constituintes particulados e dissolvidos na água e que podem ter uma influência
direta ou indireta nos seus usos (BECKER, 2010). A qualidade das águas
subterrâneas é produto dos processos físicos, químicos e biológicos, além de
interferências antropogênicas, capazes de determinar as substâncias presentes nas
águas. A adoção de padrões de qualidade é necessária para avaliar a adequação
dos recursos hídricos quanto aos seus diferentes usos, como consumo humano,
dessedentação animal, irrigação, industrial, piscicultura, aquicultura, recreação,
dentro outros. Neste trabalho, a qualidade das águas subterrâneas do SAB na Bacia
Hidrográfica do Rio Pirangi foram avaliadas quanto aos fins consumo humano,
irrigação e industrial.
5.1 Consumo Humano
Conforme o Anexo XX da Portaria de Consolidação N°05 do Ministério da Saúde
(2017), o qual dispõe sobre o controle e vigilância da qualidade da água para
consumo humano e seu padrão de potabilidade, as águas destinadas ao consumo
humano são definidas como água potável destinada à ingestão, preparação e
produção de alimentos e à higiene pessoal, independentemente da sua origem.
Tendo em vista a normativa citada, a qualidade das águas do SAB na Bacia do Rio
Pirangi foi investigada quanto ao consumo humano, mediante análise da
concentração de sólidos totais dissolvidos (Figura 5.1) e dos íons nitrato (Figura 5.2),
cloreto (Figura 5.3), sódio (Figura 5.4) e ferro (Figura 5.5).
Considerando os parâmetros analisados, 70% das amostras avaliadas atendem
ao padrão de potabilidade, podendo ser destinadas ao consumo humano. O principal
fator de não atendimento aos padrões estabelecidos é o elevado teor de nitrato nas
águas (acima de 10 mg/L de N). Em uma das amostras (PT03), além de constatar
irregularidade quanto ao teor de nitrato, observou restrição para consumo humano
devido ao elevado teor de ferro (0,43 mg/L).
90
Tendo em vista as diferentes zonas de uso e ocupação do solo estabelecidas na
Bacia do Rio Pirangi, observa-se que 44% das amostras provenientes da subárea A
(zona urbana) e 14% da subárea C (zona agrícola) são impróprias para o consumo
humano devido principalmente aos elevados teores de nitrato. Na subárea B, não há
restrição do uso das águas subterrâneas para consumo humano.
0
200
400
600
800
1000
1200
STD
(m
g/L)
VMP
Subárea A
Subárea B
Subárea C
Figura 5.1 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo humano quanto à
concentração de sólidos totais dissolvidos (mg/L).
0
5
10
15
20
25
30
Nit
rato
(m
g/L
de
N)
VMP
Subárea A
Subárea B
Subárea C
Figura 5.2 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo humano quanto à
concentração de nitrato (mg/L de N-NO3-).
91
0
50
100
150
200
250
300
Clo
reto
(m
g/L)
Subárea A
Subárea B
Subárea C
VMP
Figura 5.3 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo humano quanto à
concentração de cloreto (mg/L).
0
50
100
150
200
250
Sód
io (
mg/
L) Subárea A
Subárea B
Subárea C
VMP
Figura 5.4 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo humano quanto à
concentração de sódio (mg/L).
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
0,4
0,45
0,5
Ferr
o (
mg/
L) Subárea A
Subárea B
Subárea C
VMP
Figura 5.5 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para consumo humano quanto à
concentração de Ferro (mg/L).
92
5.2 Irrigação
A avaliação da qualidade das águas para fins agrícolas pode ser realizada com
base na classificação United States Salinity Laboratory (USSL), a qual se baseia nos
riscos potenciais relativos à salinização e sodificação de solos. Enquanto que a
presença de sais na água reduzem a disponibilidade de água para a lavoura, visto
que o rendimento é afetado, um teor relativamente alto de sódio ou baixo teor de
cálcio na água reduz a taxa de infiltração de água no solo, afetando as culturas
(AYERS & WETOCT, 1994).
A salinidade é classificada conforme a condutividade elétrica da água e a
sadicidade ou razão de adsorção de sódio (RAS) é calculada conforme a equação
5.1.
RAS = Na
√Ca + Mg2
(𝐸𝑞𝑢𝑎çã𝑜 5.1)
A Tabela 5.1 apresenta os valores de referência para a classificação de
sodacidade e salinidade de acordo com o método citado.
Além desses parâmetros, as águas destinadas à irrigação podem ser avaliadas
conforme a toxicidade específica à algum íon. Certos íons (sódio, cloreto ou boro)
presentes na água de irrigação se acumulam em uma cultura sensível a
Salinidade Sadicidade
Classe da água Condutividade elétrica
(uS/cm)
Classe da
água
Valor RAS
C0 < 100 S1 < 10
C1 100 – 250 S2 10 – 18
C2 250 – 750 S3 18 – 26
C3 750 – 2250 S4 >26
C4 2250 – 5000
C5 5000 – 20000
Tabela 5.1 – Classificação das águas subterrâneas para uso agrícola conforme a salinidade
e a sadicidade. Adaptado de United States Salinity Laboratory.
93
concentrações elevadas do mesmo podendo causar danos e acarretar redução no
rendimento das colhetas. O grau de dano depende da absorção e da sensibilidade
da colheita.
O sódio e o cloreto são os íons primários absorvidos pelas folhas, e a toxicidade
para um ou ambos pode ser um problema em certas culturas sensíveis, pois à
medida que as concentrações aumentam na água aplicada, os danos se
desenvolvem mais rapidamente e se tornam progressivamente mais graves (AYERS
& WETOCT, 1994). A Tabela 5.2 apresenta as classes de restrição ao uso da água
para irrigação, conforme os riscos de toxicidade dos íons sódio e cloreto.
Nesse estudo, as águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi foram avaliadas quanto
à salinidade, sadicidade e toxicidade aos íons sódio e cloreto. A Figura 5.6 ilustra a
classificação das águas destinadas á irrigação conforme método USSL. Quanto ao
risco de salinidade, 73,3% das amostras são classificadas como do tipo C1 e 26,7%
como do tipo C2. No método aplicado, águas do tipo C1 se caracterizam pela baixa
salinidade, podendo ser utilizadas para irrigar a maioria das culturas, na maioria dos
solos, com pequeno risco de incidentes quanto à salinização do solo, salvo se a
permeabilidade deste for extremamente baixa. Enquanto isso, as águas do tipo C2
se caracterizam pela média salinidade, devendo ser utilizadas com precaução e de
preferência em solos silto-arenosos, siltosos ou areno-argilosos quando houver uma
lixiviação moderada do solo. As águas tipo C2 podem ser utilizadas para irrigação de
vegetais de fraca tolerância salina, na maioria dos casos, sem perigo.
No tocante ao risco de sadicidade, as águas analisadas são classificadas como
do tipo S1, ou seja, águas fracamente sódicas, podendo ser utilizadas para quase
Classes de restrição
Íon
específico
Sistema de
irrigação
Nenhuma Leve a Moderada Severa
Na+
(mmol/L)
Aspersão < 3,0 >3,0
Cl- (mmol/L) Superficie < 4,0 4,0 – 10,0 >10,0
Cl- (mmol/L) Aspersão < 3,0 >3,0
Tabela 5.2 - Classes de restrição ao uso das águas para fins agrícolas conforme os níveis
de sódio e cloreto. Adaptado de AYERS & WETOCT, 1994.
94
todos os tipos de solos com fraco risco de formação de teores nocivos de sódio
susceptível de troca, com uso adequado para o cultivo de quase todos os vegetais.
Quanto à toxicidade ao sódio e ao cloro, constatou-se que não há restrições ao
uso, visto que ambos os íons, em todas as amostras, apresentam concentração
inferior a 3 mmol/L.
Figura 5.6 – Classificação das águas do SAB na Bacia do Rio Pirangi quanto à salinidade e
sadicidade. Representação por subárea conforme as zonas de uso e ocupação do solo
estabelecidas.
95
5.3 Uso Industrial
Tendo em vista a diversidade de produtos industriais que usam água em seu
processo produtivo, é certo que os padrões de qualidade das águas são variados
conforme cada processo industrial. Diante disso, MATHESS (1982), DRISCOLL
(1986) e SZIKSZAY (1993) catalogaram valores máximos permitidos da
concentração de alguns íons e pH para avaliar a qualidade das águas considerando
finalidades industriais diversas (Tabela 5.3).
Considerando os valores máximos estabelecidos para cada tipo de indústria, as
águas subterrâneas do SAB na Bacia do Rio Pirangi foram avaliadas a partir da
análise da concentração de sólidos totais dissolvidos e dos íons nitrato, cálcio, ferro,
cloreto e sulfato.
Quanto à concentração de sólidos totais dissolvidos, foi constatado que as
águas provenientes de três poços (10%) apresentam restrição de uso na indústria de
papel, embora possam ser utilizadas sem ressalvas nas indústrias de sucos,
refrigerantes, cervejas, conservas e laticínios (Figura 5.7).
Tipo de
Indústria
Dureza Alcalinidade STD NO3- Ca
2+ Fe
2+ Mn
2- Cl
- SO4
2-
pH
(mg/L CaCO3) (mg/L)
Curtume 50 135 - - - 0,2 0,2 - 100 8
Textil 50 - - - 10 0,25 0,25 100 - -
Cervejaria 50 75 1000 10 200 0,1 0,1 100 - 7
Sucos e
Refrigerantes 25 128 850 - - 0,2 0,2 250 250 -
Laticínios 180 - <500 30 - 0,3 0,1 30 60 -
Açucareira 30-100 - - - 20 0,1 - - - -
Água de
refrigeração 50 - - - - 0,5 0,5 - - -
Conservas 50-80 80-150 850 15 500 0,2 0,2 - - 7,5
Papel 100 200 200 - - 0,1 0,05 75 - -
Tabela 5.3 – Avaliação da qualidade das águas para fins industriais diversos. Adaptado de
MATHESS (1982), DRISCOLL (1986) e SZIKSZAY (1993).
96
Em relação à concentração de nitrato, foi identificado que as águas oriundas de
nove poços (30%) são inviáveis para aplicação nas indústrias de cerveja e de
conserva (Figura 5.8). É importante ressaltar que dessas nove amostras, oito foram
coletadas na zona urbana da área de estudo (subárea A). Para a indústria de
laticínios, a concentração de nitrato das águas analisadas não limita o seu uso.
Considerando a concentração de cloreto nas águas estudadas, foi observado
restrição de uso principalmente nas indústrias de laticínios (Figura 5.9), totalizando
40% das amostras. Embora menos expressivo, também foi constatado, pelo teor de
cloreto, limitação das águas nas indústrias de papel (10%).
No tocante ao teor de ferro, de modo geral, as aguas analisadas não
apresentam restrição ao uso industrial: apenas as águas provenientes de um poço é
considerada inviável para uso nas indústrias de cerveja, açucar, papel, curtume,
sucos e refrigerantes, conservas, textil e laticínios (Figura 5.10).
A análise das concentrações de cálcio e de sulfato resultou em águas próprias
para uso industrial, conforme os parâmetros aplicados.
0
200
400
600
800
1000
1200
STD
(m
g/L)
Subárea A
Subárea B
Subárea C
Cervejaria
Sucos, Refigerantes eConservasLaticínios
Figura 5.7 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso industrial quanto à
concentração de sólidos totais dissolvidos (mg/L).
97
0
5
10
15
20
25
30
35
Nit
rato
(m
g/L
de
N) Subárea A
Subárea B
Subárea C
Cervejaria e Conservas
Laticínios
Figura 5.8 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso industrial quanto à
concentração de nitrato (mg/L de N-NO3-).
Figura 5.9 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso industrial quanto à
concentração de cloreto (mg/L).
0
50
100
150
200
250
300
Clo
reto
(m
g/L)
Subárea A
Subárea B
Subárea C
Sucos e Refrigerantes
Textil e Cervejaria
Papel
Laticínios
Figura 5.10 – Avaliação da qualidade das águas subterrâneas para uso industrial quanto à
concentração de ferro (mg/L).
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
Ferr
o (
mg/
L)
Subárea A
Subárea B
Subárea C
Água de Refrigeração
Laticínios
Textil
Curtume, Sucos eRefrigerantes, ConservasCervejaria, Açucareira, Papel
98
6. ARTIGO 02 - MAPEAMENTO DA VULNERABILIDADE À CONTAMINAÇÃO
DAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUÍFERO BARREIRAS NA
BACIA DO RIO PIRANGI/RN UTILIZANDO OS MÉTODOS GOD, DRASTIC E IS.
Este artigo foi produzido por Janaína Medeiros da Silva, autora dessa
dissertação, sob a orientação, supervisão e auxílio dos Professores Dr. José
Geraldo de Melo e Dr. José Braz Diniz Filho. Este trabalho foi submetido para a
Revista científica “Águas Subterrâneas” no dia 21 de janeiro de 2020.
MAPEAMENTO DA VULNERABILIDADE À CONTAMINAÇÃO DAS ÁGUAS
SUBTERRÂNEAS DO SISTEMA AQUÍFERO BARREIRAS NA BACIA DO RIO
PIRANGI/RN UTILIZANDO OS MÉTODOS GOD, DRASTIC E IS.
MAPPING THE VULNERABILITY OF WATER CONTAMINATION OF BARREIRAS
AQUIFER SISTEM IN THE PIRANGI RIVER BASIN USING GOD, DRASTIC AND IS
METHODS.
Janaína Medeiros da Silva1
José Geraldo de Melo1,2
José Braz Diniz Filho2
1 Programa de Pós-graduação em Geodinâmica e Geofísica, UFRN, Avenida
Senador Salgado Filho, 3000, Caixa Postal 1596, Bairro Lagoa Nova, CEP 59078-
970, Natal, RN; 2 Departamento de Geologia, UFRN, Natal, RN.
RESUMO
Este estudo objetiva realizar o mapeamento da vulnerabilidade natural e antrópica à
contaminação do Sistema Aquífero Barreiras (SAB) na Bacia do Rio Pirangi
aplicando os métodos GOD, DRASTIC e IS. A partir da análise e interpretação de 38
perfis litológicos de poços distribuídos na área de estudo e de dados cartográficos
de trabalhos anteriores, foi realizado o mapeamento da profundidade ao lençol
freático, grau de confinamento do aquífero, litologia da zona não saturada, recarga
pluviométrica, material litológico do aquífero, tipo de solo, declividade, condutividade
hidráulica e uso e ocupação do solo. O cruzamento das informações em sistema
SIG foi feita através da ferramenta ‘álgebra de mapa’ do software ArcGis 10.1. De
modo geral, o zoneamento da vulnerabilidade a partir do método GOD revelou maior
restrição quanto ao uso e ocupação do solo frente aos métodos DRASTIC e IS, visto
99
que foram identificados predominantemente setores de alta vulnerabilidade.
Considerando as zonas de uso e ocupação do solo, identificou-se para a zona
urbana índice de vulnerabilidade predominantemente baixo e intermediário através
dos métodos GOD e DRASTIC e índice intermediário através do método IS. Nas
zonas de desenvolvimento agrícola e no domínio de lagoas e dunas com pouca
intervenção humana, determinou-se, através dos métodos DRASTIC e IS, índices de
vulnerabilidade baixo e intermediário, enquanto pelo método GOD há predominância
de alta vulnerabilidade. Diante do mapeamento de áreas mais sensíveis à
contaminação do aquífero, recomenda-se adoção de medidas de controle ambiental
mais efetivas, além da elaboração de bases cartográficas mais detalhadas e
aquisição de dados mais aprofundados quanto ao uso e ocupação do solo e as
fontes de contaminação.
Palavras chave: vulnerabilidade natural e antrópica, Sistema Aquífero Barreiras,
Bacia do Rio Pirangi, contaminação de aquíferos.
ABSTRACT
This study aims to map the natural and anthropogenic vulnerability to contamination
of the Barreiras Aquifer System (SAB) in the Pirangi River Basin by applying GOD,
DRASTIC and IS methods. From the analysis and interpretation of 38 lithological
profiles of wells distributed in the study area and cartographic data from previous
works, the mapping of the depth to the water table, aquifer confinement degree,
unsaturated zone lithology, rainfall recharge, lithological aquifer material, soil type,
slope, hydraulic conductivity and land use and occupation. The information crossing
in GIS system was done through the map algebra tool of ArcGis 10.1 software. In
general, the vulnerability zoning from the GOD method revealed greater restriction
regarding land use and occupation compared to the DRASTIC and IS methods, since
predominantly high vulnerability sectors were identified. Considering the areas of
land use and occupation, a predominantly low and intermediate vulnerability index
was identified for the urban zone through the GOD and DRASTIC methods and an
intermediate index through the IS method. In the areas of agricultural development
and in the area of lagoons and dunes with little human intervention, low and
intermediate vulnerability indices were determined using the DRASTIC and IS
methods, while the GOD method has a high vulnerability predominance. Given the
mapping of areas more sensitive to aquifer contamination, it is recommended to
100
adopt more effective environmental control measures, as well as the elaboration of
more detailed cartographic bases and the acquisition of more detailed data on land
use and occupation and sources of contamination.
Keywords: natural and anthropic vulnerability, Barreiras Aquifer System, Pirangi
River Basin, aquifer contamination.
1. INTRODUÇÃO
As águas subterrâneas constituem recurso estratégico e vital para o
abastecimento econômico e seguro com água potável nos meios urbano e rural em
diversas regiões do planeta. Contudo, o desenvolvimento econômico sem o
planejamento ambiental adequado tem sido causa de diversos impactos ambientais
que influenciam diretamente os processos hidrológicos e ameaçam a qualidade das
águas subterrâneas (TUCCI, 2003), sendo imprescindível o desenvolvimento de
políticas de controle e preservação ambiental baseadas no desenvolvimento
sustentável.
Nesse contexto, a identificação do grau de suscetibilidade de aquíferos à
contaminação representa um instrumento norteador na gestão governamental e não-
governamental dos recursos hídricos subterrâneos (NOBRE, 2006; PATRIKAKI et
al., 2012; FOSTER et al., 2013). O termo “vulnerabilidade” pode ser compreendido
como um conjunto de características inerentes ao aquífero, naturais ou antrópicas, e
que determinam o quanto esse poderá ser afetado por determinada carga
contaminante (BRAGA, 2008). A interação entre a vulnerabilidade natural do
aquífero e o perigo à contaminação (avaliação da potencial carga contaminante)
determina o risco à contaminação do aquífero (GOERL et al., 2012).
Na Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi, Região Metropolitana de Natal (RMN), as
águas do Sistema Aquífero Barreiras (SAB) constituem principal fonte de
abastecimento para as populações urbana e rural, sendo essa unidade
hidrogeológica caracterizada por elevadas potencialidades hídricas, facilidade de
captação e águas com excelente qualidade em suas condições naturais (MELO et
al., 2017).
Entretanto, nas ultimas décadas, a região tem passado por expressivo
crescimento urbano e agrícola. A cidade de Parnamirim, localizada na porção norte
da bacia, contém população atual estimada em 261.469 habitantes e taxa de
101
crescimento de 7 mil pessoas para moradia por ano (IBGE), sendo a maior dentre os
municípios da RMN. A ausência de saneamento básico na cidade condiciona o uso
de sistemas de esgotamento sanitário rudimentares (sumidouros e fossas negras),
constituindo ameaça aos mananciais subterrâneos principalmente no tocante à
contaminação por compostos nitrogenados. Além disso, no domínio oeste da bacia,
onde são desenvolvidas predominantemente atividades agropecuárias, constata-se
adoção de práticas agrícolas sem controle do uso de fertilizantes e/ou pesticidas,
afetando a qualidade hídrica subterrânea.
O uso de fertilizantes agrícolas, criação de animais e os sistemas de
saneamento in situ constituem importantes fontes de nitrato nas águas subterrâneas
(VARNIER & HIRATA, 2002). O íon nitrato é um contaminante de elevada
preocupação ambiental devido à sua grande mobilidade na água e persistência em
condições aeróbias.
Face ao exposto e considerando a escassez de estudos na área que abordam
tal temática (ANA, 2012; MELO et al., 2017), esse trabalho objetiva realizar uma
análise comparativa do mapeamento da vulnerabilidade à contaminação do SAB na
Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi a partir da aplicação dos métodos GOD, DRASTIC
e IS.
2. ÁREA DE ESTUDO
A área de estudo (370 Km2) está inserida na Bacia hidrográfica do Rio Pirangi
(Figura 1), localizada no litoral oriental do estado do Rio Grande no Norte,
abrangendo os municípios de Natal, Parnamirim, Macaíba, Nísia Floresta, São José
de Mipibú e Vera Cruz, os quais, com exceção do último, fazem parte da RMN. A
bacia é composta pelas sub-bacias dos rios Pitimbu, Taborda e Pium, todos
perenes, além dos riachos Mendes, Água Vermelha e Lamarão, afluentes do Rio
Pirangi e pelas lagoas do Jiquí e do Pium. LUCENA et al. (2004) afirmam ampla
relação entre os mananciais superficiais e subterrâneos, sendo o SAB nitidamente
de regime influente nos canais fluviais e lagoas.
102
O clima da área de estudo é do tipo As’ – quente e úmido (KOPPEN e GEIGER,
1928) e elevado regime pluviométrico com destaque para os setores centro e leste
da bacia, onde as precipitações são superiores a 1600 mm/ano (EMPARN, média
1992-2018). No setor oeste, as precipitações pluviométricas diminuem para 800
mm/ano.
A geologia da área de estudo é constituída, da base para o topo, pelas seguintes
unidades litoestratigráficas: sequência do embasamento cristalino Pré-cambriano,
representado pelas rochas ígneas e metamórficas; sequência sedimentar Cretácea,
formada por rochas carbonáticas e areníticas; sequência Cenozoica Tércio-
Quaternária constituída pelos arenitos argilosos com níveis de argilitos e
conglomerados da Formação Barreiras; e sequência Quaternária, formados por
sedimentos aluvionares, colúvio-eluviais e eólicos (Figura 2) (BARRETO et al., 2004;
ANGELIM et al., 2006), sendo apenas as duas últimas sequências aflorantes na
bacia. Quanto à geomorfologia, predominam os tabuleiros costeiros e as planícies
fluviais.
Figura 1 - Localização da Bacia Hidrográfica do Rio Pirangi - Região Metropolitana de Natal.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
103
Figura 2 - Unidades litoestratigráficas e perfil geomorfológico da Bacia do Rio Pirangi - Região
Metropolitana de Natal. Adaptado de ARAÚJO et al. (2006).
O SAB é a principal unidade hidrogeológica da área de estudo, sendo suas
águas destinadas para consumo humano, irrigação de culturas e uso industrial. O
SAB é litologicamente constituído pelas rochas de formação homônima, compondo
estratos areníticos horizontalizados de espessuras variadas, ocorrendo arenitos
finos associado com intercalações argilosas na parte superior e arenitos médios a
grossos na parte inferior. As camadas argilosas promovem semiconfinamentos
localizados (aquitard), embora que o caráter livre do aquífero seja dominante
(SERHID, 1998). A compartimentação estrutural do terreno exerce marcante
influência sobre as espessuras saturadas do SAB e suas potencialidades, o que se
reflete na produtividade dos poços, visto que as maiores vazões explotáveis
correspondem às maiores espessuras saturadas (BEZERRA et al., 1993; LUCENA
et al., 2006).
Quanto ao uso e ocupação do solo, a área de estudo pode ser subdividida em
três domínios principais: zona urbana consolidada e áreas de expansão urbana no
setor norte; ecossistema de lagos e dunas com pouca interferência antrópica e
características naturais preservadas no setor leste; atividade agropecuária com
cultivo predominante de feijão, batata e macaxeira no setor oeste.
3. MATERIAIS E MÉTODOS
A avaliação da vulnerabilidade à contaminação do SAB na Bacia do Rio Pirangi
consistiu na aplicação dos métodos GOD, DRASTIC e IS, a partir da sobreposição
104
de parâmetros litológicos, hidrogeológicos e geoambientais conforme estabelecidos
nos métodos adotados.
O método GOD (FOSTER, 1987; FOSTER et al., 2006) avalia a vulnerabilidade
natural de um aquífero a partir da análise e atribuição de um valor numérico a cada
ponto de investigação (poço), considerando cada parâmetro apreciado no método.
No método GOD, os seguintes indicadores são observados: grau de confinamento
do aquífero (G), litologia e seu grau de consolidação na zona vadosa ou camadas
confinantes (O) e profundidade do nível freático do aquífero (D) (Tabela 1).
Conforme Equação 1, o resultado, definido como índice de vulnerabilidade GOD, é
determinado em cada ponto, compondo um conjunto de valores de vulnerabilidade
espacialmente distribuídos, permitindo, mediante interpolação (vizinho natural),
promover o zoneamento da vulnerabilidade à contaminação de um aquífero.
Í𝑛𝑑𝑖𝑐𝑒 𝐺𝑂𝐷 = 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐺 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑂 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐷 (𝐸𝑞𝑢𝑎çã𝑜 1)
Segundo o método, as variáveis G, O e D são igualmente significantes na
determinação do índice de vulnerabilidade GOD, o qual permite classificar a
vulnerabilidade do aquífero à contaminação desde insignificante (< 0,1) até extrema
(> 0,7) (Tabela 2) e o seu uso elimina ou minimiza a subjetividade inerente aos
processos de avaliação (LEITÃO et al., 2003). Devido à simplicidade de operação e
baixo custo de aplicação, o método GOD é amplamente utilizado em estudos
preliminares, podendo compor estratégia de gestão e planejamento ambiental para
definição técnica de zonas de uso e ocupação do solo, permitindo controle efetivo de
lançamento de cargas contaminantes em regiões onde o aquífero está mais
ameaçado.
Assim como no GOD, a aplicação dos métodos DRASTIC e IS consistiu em
avaliar e quantificar cada parâmetro de análise em cada ponto de investigação. O
método DRASTIC (ALLER et al., 1987) avalia a vulnerabilidade natural do aquífero
considerando sete parâmetros: profundidade do nível freático do aquífero (D),
recarga (R), litologia do aquífero (A), tipo do solo (S), topografia (T), impacto da zona
não saturada (I) e condutividade hidráulica (C) (Tabela 3). A cada variável é
atribuído um valor entre 1 a 10, o qual, posteriormente, é multiplicado por um peso,
que pode variar de 1 a 5. Logo, no método DRASTIC, os parâmetros analisados
possuem distintas significâncias na determinação do índice de vulnerabilidade, o
qual é obtido a partir soma ponderada dos sete parâmetros (Equação 2). O resultado
105
obtido permite classificar a vulnerabilidade do aquífero desde baixa (< 120) até muito
alta (> 199) (Tabela 4).
𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐷𝑅𝐴𝑆𝑇𝐼𝐶 = 5 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐷 + 4 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑅 + 3 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐴 + 2 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑆 + 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑇 +
5 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐼 + 3 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐶 (𝐸𝑞𝑢𝑎çã𝑜 2)
O método IS (índice de susceptibilidade) (FRANCÉS et al., 2001) originou-se a
partir da modificação do método DRASTIC e avalia a vulnerabilidade natural e
antrópica à contaminação do aquífero a partir de cinco parâmetros: profundidade do
nível freático do aquífero (D), recarga (R), litologia do aquífero (A), topografia (T) e
uso e ocupação do solo (US) (Tabelas 5 e 6). Assim como no método DRASTIC, um
valor é atribuído a cada parâmetro e multiplicado por um peso (Equação 3). O índice
de vulnerabilidade é obtido a partir da soma ponderada dos parâmetros, que pode
variar de 0 a 100, e a vulnerabilidade do aquífero à contaminação é classificada
desde baixa (<45) até muito alta (>85) (Tabela 7).
Í𝑛𝑑𝑖𝑐𝑒 𝐼𝑆 = 0,186 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐷 + 0,212 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑅 + 0,259 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝐴 + 0,121 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑇
+ 0,222 ∗ 𝑉𝑎𝑙𝑜𝑟 𝑈𝑆 (𝐸𝑞𝑢𝑎çã𝑜 3)
Nos métodos GOD, DRASTIC e IS, admite-se que todos os contaminantes
possuam as mesmas características de mobilidade na água. Além disso, atribui-se
que a carga contaminante migra verticalmente até o aquífero por infiltração de águas
meteóricas (recarga), não se aplicando a situações em que o poluente está
introduzido à profundidade no aquífero.
O método IS se diferencia dos métodos GOD e DRASTIC por considerar a
interferência antrópica na avaliação de vulnerabilidade do aquífero. O conceito de
vulnerabilidade pode ser dividido em vulnerabilidade intrínseca e vulnerabilidade
específica (AUGE, 2004). No primeiro, a vulnerabilidade do aquífero à contaminação
envolve somente as características do meio sem considerar as características da
potencial carga de contaminantes; no segundo, são consideradas tanto as
características do meio como da potencial carga de contaminantes.
106
Parâmetro G
Parâmetro O
Parâmetro D Não consolidados
(Sedimentos) Consolidados
(Rochas porosas) Consolidados
(Rochas densas)
Tipologia Valor
G Tipologia
Valor O
Tipologia Valor
O Tipologia
Valor O
Limite (m)
Valor O
Nenhum 0 Argilas lacustres/
estuarinas 0,4 Lamito 0,5
Formações ígneas e metamórficas
0,6-0,7
>50 0,6
Fluxo ascendente jorrante
0 Siltes residuais 0,4 Xisto 0,5-0,6
Lavas vulcânicas recentes 0,8 20-50 0,7
Confinado 0,2 Siltes, loess, till glacial 0,5 Siltito 0,6 Calcretes / calcários
cársticos 0,9-1,0
5-20 0,8
Semiconfinado 0,4 Areia eólica 0,6 Turfo vulcânico 0,6-0,7
< 5 0,9
Não confinado (coberto)
0,6 Areia aluvial fluvioglacial
0,7 Arenitos 0,7-0,8
Não confinado 1,0
Cascalho de leques aluviais
0,8 Calcário /
calcarenito 0,8-0,9
Valor GOD < 0,1 0,1 – 0,3 0,3 – 0,5 0,5 – 0,7 >0,7
Vulnerabilidade Insignificante Baixa Média Alta Extrema
Tabela 1 – Parâmetros e valores inerentes à avaliação da vulnerabilidade de aquífero à contaminação pelo método GOD. Adaptado de FOSTER et al.
(2006).
Tabela 2 – Classes de vulnerabilidade à contaminação de aquífero pelo método GOD. Adaptado de FOSTER et al. (2006).
107
Parâmetro D Parâmetro R Parâmetro A Parâmetro S Parâmetro T Parâmetro I Parâmetro C
Limite (m)
Valor D
Limite (mm)
Valor R
Tipologia Valor
A Tipologia
Valor S
Limite (%)
Valor T
Tipologia Valor
I Limite (m/dia)
Valor C
<1,5 10 < 50 1 Xisto argiloso,
argilito 1-3 (2)
Fino ou ausente 10 < 2 10 Camada
confinante 1 <4,1 1
1,5-4,5
9 50-100 3 Rocha
metamórfica ou ígnea
2-5 (3)
Areia 9 2-6 9 Argila/Silte 2-6 (3)
4,1-12,2 2
4,5- 9,0
7 100-180
6 Rocha
metamórfica ou ígnea alterada
3-5 (4)
Turfa 8 6-12 5 Folhelho argiloso,
argilito 3-5 (3)
12,2-28,5
4
9,0- 15,0
5 180- 255
8 Arenito, calcário
e argilito estratificado
5-9 (6)
Argila expansiva e/ou agregada
7 12-18 3 Calcário 2-7 (6)
28,5-40,7
6
15,0-23,0
3 >255 9 Arenito, calcário
ou areia e cascalho
4-9 (6)
Franco arenoso 6 >18 1 Arenito ou
arenito, calcário e/ou argilito
4-8 (6)
40,7-81,5
8
23,0-30,0
2
Basalto 2-10 (9)
Franco siltoso 4
Rocha metamórfica
2-8 (4)
>81,5 10
>30,0 1 Calcário cárstico 9-10 (10)
Franco argiloso 3 Basalto 2-10 (9)
Calcário 2 Calcário
carstificado 2-10 (10)
Argila não expansível e não
agregada 1
Valor DRASTIC <120 120 -159 159 – 199 >199
Vulnerabilidade Baixa Intermediária Alta Muito Alta
Tabela 3 – Parâmetros e valores inerentes à avaliação da vulnerabilidade de aquífero à contaminação pelo método DRASTIC. Adaptado de ALLER et al
(1987).
Tabela 4 – Classes de vulnerabilidade à contaminação de aquífero pelo método DRASTIC. Adaptado de ALLER et al (1987).
. Adaptado de FOSTER et al. (2006).
108
Parâmetro D Parâmetro R Parâmetro A Parâmetro T
Limite (m) Valor D Limite (mm) Valor R Tipologia Valor A Limite (%) Valor T
<1,5 100 <51 10 Xisto argiloso, argilito 10 - 30 (20) < 2 100
1,5 - 4,6 90 51 – 102 30 Rocha metamórfica ou ígnea 20 - 50 (30) 2-6 90
4,6 - 9,1 70 102 – 178 60 Rocha metamórfica ou ígnea alterada 30 - 50 (40) 6-12 50
9,1 - 15,2 50 178 – 254 80 “Till” Glacial 40-60 (50) 12-18 30
15,2 - 22,9 30 >254 90 Arenito, calcário e argilito estratificado 50 - 90 (60) >18 10
22,9 - 30,5 20
Arenito maciço 40 - 90 (60)
>30,5 10 Calcário maciço/areia e balastro 40 - 90 (80)
Basalto 20 -100 (90)
Calcário Carsificado 90 - 100 (100)
Tabela 5 – Parâmetros e valores inerentes à avaliação da vulnerabilidade de aquífero à contaminação pelo método IS. Adaptado de FRANCÊS et al (2001).
109
Parâmetro US
Tipologia Valor US
Descargas industriais, zonas de espalhamento de lixos 100
Perímetros regados, arrozais 90
Aeroportos, zonas potuárias, infraestrutura de rede de autoestradas e da rede ferroviária
75
Espaços de atividades industriais, comerciais e de equipamentos em geral
Espaços verdes urbanos
Zonas com equipamentos desportivos e de ocupação de tempos livres
Tecido urbano contínuo
Tecido urbano descontínuo 70
Culturas permanentes (vinhas, pomares, oliveiras, etc)
Culturas anuais associadas às culturas permanentes
50
Pastagens
Sistemas culturas e parcelares complexos
Terras ocupadas principalmente por agricultura com espaços naturais importantes
Territórios agroflorestais
Meios aquáticos (sapais, salinas, ect)
Florestas e meios seminaturais, superfícies com água 0
Tabela 6 – Parâmetro US e valor inerentes à avaliação da vulnerabilidade de aquífero à contaminação pelo método IS. Adaptado de FRANCÊS et al (2001).
110
A elaboração do zoneamento da vulnerabilidade do aquífero à contaminação
utilizando os métodos GOD, DRASTIC e IS iniciou com produção de mapas
temáticos. Os mapas que retratam o grau de confinamento do aquífero, as
características litológicas do aquífero e da zona não saturada e a profundidade ao
lençol freático foram elaborados a partir da análise e interpretação de perfis
litológicos e construtivos de 38 poços distribuídos na área de estudo seguida de
interpolação através da técnica de vizinho natural.
Os demais parâmetros foram obtidos a partir de estudos anteriores e bases
cartográficas já conhecidas. Os dados sobre recarga do aquífero foram obtidos a
partir de ANA (2012), que desenvolveram estudos hidrogeológicos na RMN. As
características pedológicas são oriundas do Projeto RADAM, as quais foram
atualizadas com imagens de satélite e levantamentos de campo, e
disponibilizadas pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) na
escala 1:250.000. Os dados topográficos foram obtidos a partir do modelo digital
de elevação do Projeto Shuttle Radar Topography Mission (SRTM), que são
imagens de radar com resolução espacial de 30 metros, disponibilizados pelo
serviço Earth Explorer do USGS (Serviço Geológico Americano). Devido à
carência de dados de recarga pluvial e de tipos de solos a nível local para a área
de estudo, foram utilizados bases cartográficas regionais, o que pode acarretar em
perda de acurácia devido a generalizações. No Brasil, apenas 1% do território
nacional foi mapeado em escala 1:100.000, demonstrando a incipiência dos dados
e a dificuldade de obtenção de bases cartográficas que permitam estudos de
vulnerabilidade de aquíferos mais detalhados (CONCAR, 2013).
Os valores de condutividade hidráulica e informações sobre o uso e ocupação
do solo foram obtidos a partir de MELO et al. (2017) que desenvolveram estudo
hidrogeológico na Bacia do Rio Pirangi.
Valor IS 0 – 45 45 – 65 65 – 85 85 – 100
Vulnerabilidade Baixa Intermediária Alta Muito Alta
Tabela 7 - Classes de vulnerabilidade à contaminação de aquífero pelo método IS. Adaptado de
FRANCÊS et al (2001).
111
Considerando os setores de uso e ocupação do solo, o perigo à poluição do
aquífero foi classificado conforme o método POSH (FOSTER et al., 2002), que
considera o tipo de atividade antrópica desenvolvida e sua capacidade geradora
de contaminante (perigo). Esse método determina perigo elevado às cargas
poluidoras oriundas do perímetro urbano e das atividades agrícolas e insignificante
às áreas de vegetação remanescente. Os resultados da vulnerabilidade natural à
contaminação do aquífero (métodos GOD e DRASTIC) foram confrontados perigo
à poluição, gerando discussões, embora preliminares, sobre o risco de
contaminação do SAB na área de estudo (Tabela 8).
Índice de vulnerabilidade do aquífero
Baixa Intermediária Alta
Perigo à
contaminação
Insignificante Muito baixo Baixo Baixo
Moderado Baixo Moderado Alto
Elevado Moderado Alto Extremo
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES
As características dos parâmetros utilizados, representados a partir de mapas
temáticos, são descritas a seguir.
A análise do nível do lençol freático do SAB na área de estudo revela
profundidades entre 1,57 m a 38,60 m, sendo verificado, de modo geral, aumento
da profundidade do nível freático de montante para jusante com relação ao fluxo
subterrâneo, ou seja, no sentido oeste-leste. Considerando mesmo tempo de
infiltração de contaminantes, quanto mais profundo for o lençol freático, maior
tempo o contaminante necessita para atingir o aquífero, e consequentemente,
menos vulnerável este estará. No método GOD, a avaliação do nível freático
permitiu subdividir a área de estudo em três classes, enquanto nos métodos
DRASTIC e IS foram identificadas seis classes.
A recarga pluviométrica elevada proporciona maior transporte de determinada
carga contaminante, aumentando a vulnerabilidade do aquífero. Os dados sobre
recarga pluviométrica (ANA, 2012) permitiram subdividir a área de estudo em três
classes, conforme intervalos estabelecidos nos métodos DRASTIC e IS. O
domínio oeste apresenta valores de recarga de 48 mm/ano; ao centro e ao leste a
Tabela 8 – Determinação do risco à contaminação de aquífero.
112
estimativa de recarga é de 148 mm/ano; a sudeste, foi delimitada uma pequena
área com recarga de 370 mm/ano. Nessa ultima, a recarga é acentuada devido à
presença de campos dunares, favorecendo a infiltração das águas pluviométricas.
O material constituinte do aquífero influencia a capacidade de percolação de
um contaminante ao longo do manancial subterrâneo, relacionando intimamente a
porosidade específica com a velocidade do fluxo. Na área de estudo, a análise do
material da camada aquífera mapeou duas classes, conforme características
estabelecidas nos métodos DRASTIC e IS. Em 81,15% da área, o material do
aquífero foi caracterizado como arenítico. No restante, o aquífero é composto
litologicamente por arenitos com intercalações argilosas.
O tipo de solo subordina a susceptibilidade à contaminação do aquífero por
influenciar diretamente na infiltração. A Bacia do Rio Pirangi é constituída
pedologicamente por neossolos, latossolo, argissolo e coberturas dunares. Os
neossolos, caracterizados pelo pequeno desenvolvimento pedogenético, de pouca
profundidade e com predomínio de areias quartzosas, ocorrem em faixas pouco
expressivas no sudeste da área, abrangendo 5,07% da área de estudo. Os
latossolos, solos minerais com pouca diferenciação entre horizontes e camadas,
são predominantes na área de estudo, perfazendo 68,35%. Os argissolos, que
ocorrem margeando os cursos d’água e caracterizados por níveis argilosos,
cobrem 23,73% da área de estudo. Por fim, os campos dunares ocorrem no
extremo sudeste da área, abrangem apenas 2,85%.
A análise da topografia do terreno na avaliação da vulnerabilidade do aquífero
é importante tendo em vista a relação entre o escoamento superficial e infiltração.
Em locais de maior declividade, o escoamento superficial é favorecido, diminuindo
a infiltração e consequentemente o transporte do contaminante até o aquífero. A
análise da declividade do terreno permitiu definir cinco intervalos conforme os
métodos DRASTIC e IS, os quais variam desde valores abaixo de 2% até
declividades acima de 18%. A presença dos tabuleiros costeiros resulta no
predomínio de baixas declividades, embora ocorram trechos de declividade mais
acentuada nas encostas dos principais vales e nos campos dunares.
O mapeamento litológico da zona não saturada dividiu a área de estudo em
seis domínios aflorantes: campos dunares, que ocorrem no setor sudeste da área
de estudo (3,79%); sedimentos arenosos finos a médios no setor sudeste e
pequena ocorrência no setor oeste (14,16%); arenitos com coberturas arenosas
113
nos domínios sul e oeste da bacia (36,06%); arenito com coberturas
arenoargilosas no setor noroeste da área (6,43%); arenito na porção central e
extremo norte (19,64%); arenito com intercalações argilosas no setor norte
(19,92%). A análise dos estratos na zona não saturada também permitiu avaliar o
grau de confinamento do aquífero, parâmetro utilizado no método GOD.
Identificou-se ocorrência de semiconfinamento do aquífero na porção norte da
área de estudo (23,94%). Nos demais setores, admitiu-se aquífero de caráter livre
(76,06%).
A condutividade hidráulica é uma propriedade do aquífero que reflete a
facilidade com que a água nele se movimenta. Os valores de condutividade
hidráulica na área de estudo variam de 0,28 a 176,25 m/dia, sendo constatado, de
modo geral, aumento da condutividade hidráulica no sentido oeste-leste.
Conforme intervalos estabelecidos pelo método DRASTIC, cinco classes de
condutividade hidráulica foram mapeadas.
As Figuras 3, 4 e 5 representam a base de dados cartográficos necessárias a
analise de vulnerabilidade do SAB na área de estudo a partir dos métodos GOD,
DRASTIC e IS, respectivamente.
114
Figura 3 – Base de dados cartográficos utilizados na avaliação
da vulnerabilidade natural do SAB na Bacia do Rio Pirangi a
partir do método GOD. A - Grau de confinamento do aquífero
(Parâmetro G). B – Material da zona não saturada (Parâmetro O).
C - Profundidade ao lençol freático (Parâmetro D). Datum WGS
84, Projeção UTM 25 M.
A B
C
115
D C
A B
116
E
G
F
Figura 4 – Base de dados cartográficos utilizados na avaliação
da vulnerabilidade natural do SAB na Bacia do Rio Pirangi a
partir do método DRASTIC. A - Profundidade ao lençol freático
(Parâmetro D); B – Recarga pluviométrica (Parâmetro R), ANA
(2012); C – Material do aquífero (Parâmetro A); D – Tipos de solo
(Parâmetro S), IBGE; E – Declividade do terreno (Parâmetro T),
(UGSS); F – Material da zona não saturada (Parâmetro I); G –
Condutividade Hidráulica (Parâmetro C), MELO et al (2017).
Datum WGS 84,Projeção UTM 25 M.
117
A
D C
B
118
A avaliação da vulnerabilidade do SAB na Bacia do Rio Pirangi pelo
método GOD identificou quatro categorias de vulnerabilidade distintas (Figura
6): os valores de baixa vulnerabilidade se concentram na região centro norte da
bacia (22,76%), abrangendo predominantemente a zona urbana; no setor
centro sul e extremo norte (19,52%), também caracterizado como perímetro
urbano, predominam valores de vulnerabilidade média; nas regiões oeste, onde
são desenvolvidas atividades agrícolas, e sudeste, a qual preserva
características naturais relevantes, prevalece índice de vulnerabilidade alto
(51,66%); atribuiu-se índice de vulnerabilidade extrema para os leitos dos rios
(6,06%).
No domínio centro norte da bacia, a ocorrência de camadas argilosas na
zona não saturada confere ao aquífero a característica de semiconfinamento,
tornando essa região menos suceptível à contaminação. Por outro lado, o
caráter livre do aquífero no restante na área de estudo concede às águas
subterrâneas maior exposição à contaminação, constituindo zonas de média e
alta vulnerabilidade. A zona de média vulnerabilidade ocorre
predominantemente onde a profundidade ao lençol freático é inferior a 20 m e a
zona não saturada é composta por arenitos, arenitos com coberturas arenosas
e arenitos argilosos com coberturas arenosas. Conforme método apresentado,
Figura 5 – Base de dados cartográficos utilizados na avaliação da vulnerabilidade natural do
SAB na Bacia do Rio Pirangi a partir do método IS. A - Profundidade ao lençol freático
(Parâmetro D); B – Recarga pluviométrica (Parâmetro R), ANA (2012); C – Material do
aquífero (Parâmetro A); D – Declividade do terreno (Parâmetro T); E – Uso e ocupação do
solo (Parâmetro US), MELO et al (2017). Datum WGS 84, Projeção UTM 25M.
E
119
o “valor O” atribuído a essas litologias pouco distoam entre si, sendo nesse
caso, a profundidade ao lençol freático fator de maior controle no índice de
vulnerabilidade. As zonas de alta vulnerabilidade predominam onde o lençol
freático está mais próximo da superfície (setor oeste) e onde a zona não
saturada é constituída por sedimentos (inconsolidados), permitindo maior
infiltração de um possível contaminante (setor sudeste). Considerando a ampla
relação entre os mananciais superficiais e subterrâneos na área de estudo,
constatou-se índice de extrema vulnerabilidade à contaminação aos cursos
d’água.
Confrontando o índice de vulnerabilidade GOD e o potencial contaminante
das cargas poluidoras, é sugerido que o risco à contaminação do aquífero na
zona urbana varia entre moderado (domínio de baixa vulnerabilidade) e alto
(domínio de média vulnerabilidade). No setor oeste, é revelado risco à
contaminação extrema. Já na zona de ecossistema de lagoas e dunas, a qual
se caracteriza pela baixa intervenção antrópica, apesar do alto índice de
vulnerabilidade natural, o potencial contaminante insignificante concede à
região baixo risco à contaminação.
Figura 6 - Avaliação de vulnerabilidade natural à contaminação do SAB na Bacia do Rio
Pirangi pelo método GOD.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
120
A partir do método DRASTIC foram identificadas três categorias de
vulnerabilidades distintas (Figura 7): baixa vulnerabilidade com predomínio no
setor oeste da área (zona agrícola), além de ocorrência nos setores central e
sul (70,39%); vulnerabilidade intermediária no setor norte, abrangendo parte da
zona urbana consolidada, e no leste, abrangendo o setor com pouca
interferência antrópica (23,55%); assim como no método GOD, atribuiu-se
máxima vulnerabilidade para o leito dos rios (6,06%).
Tendo em vista a quantidade de parâmetros analisados, o método
DRASTIC permite avaliação mais detalhada dos mecanismos envolvidos no
transporte dos contaminantes através dos mananciais subterrâneos. No
método GOD, a profundidade do nível do lençol freático foi determinante para
definir uma zona de alta vulnerabilidade no setor oeste da área, contudo, ao
considerar a recarga pluviométrica e a condutividade hidráulica, o método
DRASTIC apresenta resultado distinto, visto que o setor oeste apresenta
baixos valores de recarga e de condutividade hidráulica implicando em menor
fragilidade do aquífero à contaminação. Diferente dos resultados obtidos pelo
método GOD, a aplicação do método DRASTIC revela que a maior parte da
área de estudo apresenta baixo índice de vulnerabilidade à contaminação.
No domínio norte da área, os elevados valores de condutividade hidráulica,
atingindo 176,25 m/dia, contribuem para aumento da susceptibilidade do
aquífero, definindo zona de vulnerabilidade intermediária. No domínio sudeste,
a recarga elevada e à presença de sedimentos (inconsolidados) na zona não
saturada implicam índice de vulnerabilidade intermediário.
Tendo em vista o perigo à poluição do aquífero, é interpretado que o risco à
contaminação do aquífero na zona urbana varia entre moderado (zona de baixa
vulnerabilidade) e alto (zona de média vulnerabilidade). No domínio oeste da
área de estudo, as características de vulnerabilidade natural baixa e o elevado
potencial poluidor oriundo das atividades agrícolas atribui risco à poluição
moderado. No setor sudeste, apesar da vulnerabilidade média do aquífero, a
inexpressividade de fontes poluidoras, confere baixo risco à poluição do
aquífero.
121
A aplicação do método IS resultou no zoneamento de três classes de
vulnerabilidade (Figura 8): nos domínio “tecido urbano contínuo”, localizados no
norte e centro da bacia e caracterizado por zona urbana consolidada e áreas
de expansão urbana, são determinadas zonas de vulnerabilidade intermediária.
No setor sudeste, caracterizado como “florestas e meios seminaturais,
superfícies com água” resultaram em baixa vulnerabilidade do SAB à
contaminação, com exceção das áreas com campos dunares, onde a recarga
pluviométrica é acentuada. No setor oeste da bacia, apesar da baixa recarga
pluviométrica, a baixa profundidade ao lençol subterrâneo e o desenvolvimento
de atividades agrícolas define zona de vulnerabilidade intermediária. A zona de
baixa vulnerabilidade perfaz 37,31% da área, enquanto a intermediária e alta,
55,35% e 7,34%, respectivamente.
Figura 7 - Avaliação de vulnerabilidade natural à contaminação do SAB na Bacia do Rio
Pirangi pelo método DRASTIC.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
122
5. CONCLUSÕES
Considerando a necessidade de conciliar o desenvolvimento econômico
com a proteção dos recursos naturais, o mapeamento da vulnerabilidade do
aquífero à contaminação constitui ferramenta importante na gestão dos
recursos hídricos subterrâneos. O mapeamento da vulnerabilidade do SAB na
Bacia do Rio Pirangi aplicando os métodos GOD, DRASTIC e IS tem caráter
inovador diante de carência de estudos com esse enfoque na área.
De modo geral, o zoneamento da vulnerabilidade a partir do método GOD
revelou maior restrição quanto ao uso e ocupação do solo, visto que foram
identificadas predominantemente setores de alta vulnerabilidade, enquanto que
nos métodos IS e DRASTIC há predominância de vulnerabilidade intermediária
e baixa, respectivamente. Considerando as zonas de uso e ocupação do solo,
identificou-se para a zona urbana índice de vulnerabilidade predominantemente
baixo e intermediário através dos métodos GOD e DRASTIC e índice
intermediário através do método IS. Nas zonas de desenvolvimento agrícola e
no domínio de lagoas e dunas com pouca intervenção humana, determinou-se,
Figura 8 - Avaliação de vulnerabilidade natural e antrópica à contaminação do SAB na
Bacia do Rio Pirangi pelo método IS.
Datum WGS 84
Projeção UTM - 25 M
123
através dos métodos DRASTIC e IS, índices de vulnerabilidade baixo e
intermediário, enquanto pelo método GOD há predominância de alta
vulnerabilidade. A aplicação dos métodos GOD, DRASTIC e IS gerou
resultados predominantemente distintos entre si, o que decorre dos diferentes
parâmetros considerados em cada método e da relevância de cada na análise.
Enquanto o método DRASTIC coloca a profundidade ao lençol freático e o
impacto da zona não saturada como principais fatores controladores, o método
IS enfatiza a litologia do aquífero e o impacto antrópico. No método GOD,
apesar de não atribuir pesos para os parâmetros analisados, tendo em vista
sua simplicidade, desconsidera características importantes da zona saturada
como o material do aquífero e a condutividade hidráulica.
Tendo em vista o mapeamento de vulnerabilidade realizado através dos
métodos GOD e DRASTIC e o potencial contaminante das atividades
antrópicas desenvolvidas na área de estudo, o SAB na zona urbana apresenta
risco à contaminação moderado a alto. Para a zona agrícola, foi obtido
interpretações distintas em função da vulnerabilidade do aquífero, sendo risco
à contaminação extremo quando aplicado o método GOD e moderado quando
aplicado o DRASTIC. Para zona de ecossistema de lagoas e dunas, apesar
dos resultados de vulnerabilidade, atribuiu-se baixo risco à contaminação em
virtude do perigo insignificante das atividades desenvolvidas nessa área.
O uso das águas do SAB é imprescindível para o contínuo
desenvolvimento urbano, agrícola e industrial na área da Bacia do Rio Pirangi,
com destaque para o município de Parnamirim. Entretanto, o mapeamento de
vulnerabilidade à contaminação do aquífero identificou áreas sensíveis à
poluição subterrânea, sendo necessária adoção de medidas restritivas quanto
ao uso e ocupação do solo. Além da aplicação de práticas de controle
ambiental mais efetivas, recomenda-se elaboração de bases cartográficas mais
detalhadas para a área de estudo principalmente em relação ao tipo de solo e a
recarga pluvial assim como aquisição de dados mais aprofundados quanto ao
uso e ocupação de solo e as fontes de contaminação.
AGRADECIMENTOS
Os autores agradecem ao CNPq – pelo apoio no desenvolvimento do
projeto da Rede FINEP/CNPq – CT – Hidro sob o título “Potencialidades e
124
definição de estratégias de manejo das águas subterrâneas da região de
Parnamirim/RN”.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ALLER, L.; BENNET, T.;LEHR, J. H.; PETTY, R. J. DRASTIC: a
standardized system for evaluating groundwater pollution potential using
hidrogeologic settings. US. EPA Report 600/2-85/018, 1987.
ANA - AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS. NASCIMENTO, F. S.;
FERREIRA, A. N. P.; STEIN, P.; CABRAL, N. M. T.; MARTINS, C. A.;
FIGUERÊDO, E. M.. Estudo Hidrogeológico para a orientação do manejo das
águas subterrâneas da Região Metropolitana de Natal/RN. Volume 1 –
Avaliação Hidrogeológica. Brasília: Agência Nacional de Águas, 2012. 285 p.
ANGELIM, L. A. A.; NESI, J.R.; TORRES, H. H. F.; MEDEIROS, V. C.;
SANTOS, C. A. Geologia e Recursos Minerais Do Estado Do Rio Grande
Do Norte. Recife: Serviço Geológico do Brasil - CPRM, 2006. 119 p.
ARAÚJO, T. B.; CLEMENTINO, M. L. M.. Diagnóstico para o plano
estratégico Natal - uma metrópole em formação. Volume 3 – Relatório temático
da divisão físico-territorial. Recife: Universidade Federal de Pernambuco, 2006.
252 p.
AUGE, M. Água subterránea deterioro de calidad y reserva. Buenos
Aires, 2006.
BARRETO, A. M. F.; SUGUIO, K.; BEZERRA, F. H. R.; TATUMI, S. H.;
YEE, M.; GIANNINI, P. C. F. Geologia e Geomorfologia do Quaternário
Costeiro do Estado do Rio Grande do Norte. Revista do Instituto de
Geociências - USP, v. 4, p. 1–12, 2004.
BEZERRA, F. H. R.; LUCENA, L. R. F. DE; SAAD, A.; MOREIRA, J. A. M.;
LINS, F. A. P. L.; NOGUEIRA, A. M. B.; MACEDO, J. W. P.; NAZARÉ JR. D.
1993. Estruturação neotectônica do litoral de Natal-RN, com base na
correlação entre dados geológicos, geomorfológicos e gravimétricos. In:
Simpósio Nacional De Estudos Tectônicos, IV. 1993, Belo Horizonte. Anais.
Belo Horizonte - MG. SBG, Núcleo MG. Bol. 12: p. 317-321.
BRAGA, Antônio Celso de Oliveira. Estimativa da vulnerabilidade natural de
aquíferos: uma contribuição a partir da resistividade e condutância longitudinal.
Revista Brasileira de Geofísica. v. 26(1), p. 61-68, 2008.
125
CONCAR. Comissão Nacional de Cartografia. Cenário Situacional.
Disponível em: <http://www.concar.ibge.gov.br/planejEstrategico.aspx?sub=3>.
Acesso em: 05/11/2019.
EMPARN. Empresa de Pesquisa Agropecuária do Rio Grande do Norte.
Monitoramento pluviométrico. Disponível em:
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php>. Acesso em 04
de setembro de 2019.
FOSTER, S. S. D.; HIRATA, R. C. A.; GOMES, D. C.; D’ELIA, M; PARIS,
M. Proteção da qualidade de água subterrânea: um guia para empresas de
abastecimento de água, órgãos municipais e agências ambientais. Banco
Mundial/SERVMAR. São Paulo, 2006.
FOSTER, S.; HIRATA, R.; ANDREO, B. (2013). The aquífer pollution
Vulnerability concept: ai dor impediment in promoting groundwater protection?.
Hydrogeology Journal (2013) 21: p. 1389 – 1392. DOI 10.1007/s10040-013-
1019-7. 2013.
FRANCÉS, A.; PERALTA, E.; FERNANDES, C.; RIBEIRO, L.
Development and application in the Alentejo region of a method to assess the
vulnerability of groundwater to difuse agriculture pollution: the susceptibility
index. Lisboa, Geosystem Center IST, Third International Conference on Future
Groundwater Resources at Risk, june, 2001.
GOERL, R.F; KOBIYAMA, M; PELLERIN, J.R.G.M. Proposta metodológica
para mapeamento de áreas de risco a inundação: estudo de caso do município
de Rio Negrinho – SC. Boletim de Geografia, Maringá, v.30, n.1, p.81-100,
2012.
IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Mapas temáticos –
solos. Disponível em <https://mapas.ibge.gov.br/tematicos/solos>. Acessado
em: 03/07/2019.
IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Pesquisa de
Informações Básicas Municipais. <https://cidades.ibge.gov.br/>. Acessado em:
18/09/2019.
KÖPPEN, W.; GEIGER, R. Klimate der Erde. Gotha: Verlag Justus Perthes.
1928.
126
LEITÃO, T. E. Poluição de águas subterrâneas: principais problemas,
processos de prevenção e de reabilitação. Associação Portuguesa dos
Recursos Hídricos, Cabo Verde, nov. 2003.
LUCENA, L. R. F.; ROSA FILHO, E. F.; BITTENCOURT, A. V. L. A
potenciometria do Aquífero Barreiras no setor oriental da Bacia Do Rio Pirangi-
RN e considerações sobre a relação com mananciais superficiais. Revista
Águas Subterrâneas, v. 18, n. 41, p. 19–28, 2004.
LUCENA, L. R. F.; Rosa FILHO, E. F.; HINDI, E. C. O controle estrutural no
Aquífero Barreiras - área da Bacia do Rio Pirangi-RN. Revista Águas
Subterrâneas, v. 20, n. 1, p. 83–98, 2006.
MELO, J. G. Potencialidades e definição de estratégias de manejo das
águas subterrâneas da região de Parnamirim, RN. Relatório Final de Pesquisa.
Natal: Universidade Federal do Rio Grande do Norte. MCT/CNPq -
FINEP/CTHIDRO, 2017.
NOBRE, R.C.M. Avaliação de Risco para o Uso e Proteção de
Aquíferos. Estudo de Caso: Região Metropolitana de Maceió. Tese de
Doutorado, COPPE/UFRJ, 269p, 2006.
PATRIKAKI, O.; KAZAKIS, N.VOUDOURIS, K. (2012). Vulnerability Map: a
Useful Tool for Groundwater Protction: na example from Mouriki Basin, North
Greece. Fresenius Environ Bull, 21 (8c), 2516-2521. 2012.
VARNIER, C.; HIRATA, R. Contaminação da água subterrânea por nitrato
no Parque Ecológico do Tietê - São Paulo, Brasil. Revista Águas
Subterrâneas n. 16/ Maio 2002.
SERHID. Secretaria de Recursos Hidricos do Rio Grande do Norte. Plano
Estadual de Recursos Hídricos do Rio Grande do Norte. Relatório Técnico.
HIDROSERVICE/SERHID. Natal, 1998.
TUCCI, C. E. M. Qualidade da água subterrânea. Porto Alegre:
Universidade Federal do Rio Grande do Sul, 2003.
USGS. United States Geological Survey. Earth Explorer. Disponível em
<https://earthexplorer.usgs.gov/>. Acesso em: 05/07/2019.
127
7. CONCLUSÕES
O Sistema Aquífero Barreiras é a unidade aquífera de maior expressividade
na região da Bacia do Rio Pirangi (RMN) e seu elevado potencial
hidrogeológico, caracterizado por valores de transmissividade e vazões
diferenciados, viabilizou, ao longo das últimas décadas, o desenvolvimento
urbano e rural local com destaque para o município de Parnamirim.
Tendo em vista o crescimento urbano acelerado e a notificação de práticas
agrícolas inapropriadas, representando sérias ameaças à qualidade hídrica
subterrânea, o desenvolvimento desse estudo permitiu avaliar as
características fisicoquímicas das águas do SAB através de coleta e análise
química de amostras de água. Seguido de aplicações em diagramas
hidroquímicos e distribuição espacial de alguns parâmetros analisados, foi
possível avaliar o comportamento hidrogeoquímico das águas ao longo do fluxo
subterrâneo identificando os principais fatores controladores. As interpretações
feitas consideram as zonas de uso e ocupação do solo, subdividindo a região
estudada em três subáreas com características geoambientais particulares.
Além disso, o resultado e interpretação das análises químicas permitiu avaliar a
qualidade das águas quanto ao consumo humano, fins agrícolas e uso
industrial. A partir desse estudo também foi possível realizar o zoneamento da
vulnerabilidade à contaminação do SAB utilizando três métodos distintos,
identificando possíveis setores de maior fragilidade ambiental.
De modo geral, as águas do SAB na região da Bacia do Rio Pirangi foram
caracterizadas como levemente ácidas, de baixa salinidade e
predominantemente dos tipos cloretadas-sódicas-magnesianas e cloretadas-
sódicas. A precipitação é o principal fator controlador das características
fisicoquímicas das águas subterrâneas do SAB na área de estudo. Entretanto,
considerando as zonas de uso e ocupação do solo aplicadas neste trabalho, foi
possível avaliar e sugerir outros fatores que condicionam o caráter químico
dessas águas. Na zona urbana (subárea A), a presença significativa do íon
nitrato, implicando, em alguns casos, limitações de uso, sugere que a
qualidade natural das águas está sendo modificadas pela disposição
inadequada de efluentes sanitários, produto da urbanização sem o satisfatório
planejamento ambiental. Para o setor leste da área de estudo (subárea B), é
128
sugerido que a recarga subterrânea elevada, função do alto regime
pluviométrico e da presença de campos dunares, e a inexpressiva intervenção
antrópica favoreçam a preservação das águas em sua condição natural,
caracterizadas pela baixa mineralização e neutralidade. Na subárea B não foi
constatado contaminação das águas por nitrato. No setor agrícola (subárea C),
o regime climático proporciona a salinização natural das águas. Entretanto, é
apontado ainda que o uso inadequado de fertilizantes e defensivos agrícolas e
o desenvolvimento de atividades agroindustriais altere a química das águas
subterrâneas, promovendo aumento da salinização e teores relativamente
elevados de nitrato, representando entraves ao uso.
A avaliação da qualidade das águas quanto aos usos preponderantes
constatou que para consumo humano 70% das amostras atendem ao padrão
de potabilidade estabelecido no Anexo XX da Portaria de Consolidação N°05
do Ministério da Saúde (2017), sendo o principal fator de inadequação o
elevado teor de nitrato nas águas principalmente provenientes da subárea A.
Para fins agrícolas, considerando os parâmetros de salinidade, sadicidade e
toxicidade, não foi constatado restrição ao uso. Pra aplicação industrial,
considerando finalidades industriais diversas, foi notificado restrição de uso
principalmente nas indústrias de papel (13,3%), têxtil (13,3%), cerveja (30,0%),
laticínios (43,3%) e conserva (46,7%).
No tocante ao zoneamento da vulnerabilidade de contaminação das águas
do SAB, foi revelado que a aplicação do método GOD indica maior restrição
quanto ao uso e ocupação do solo, visto que foram identificadas
predominantemente setores de alta vulnerabilidade, enquanto que nos métodos
IS e DRASTIC há predominância de vulnerabilidade intermediária e baixa,
respectivamente. É imprescindível esclarecer que os diferentes zoneamentos
de vulnerabilidade obtidos provêm dos múltiplos parâmetros de análise
considerados em cada método aplicado. Dessa forma, tendo em vista as bases
cartográficas disponíveis na gestão do planejamento urbano e rural da região, o
uso e análise de diferentes métodos de vulnerabilidade permitem maior
compreensão e identificação de setores sensíveis à contaminação do aquífero.
Para a zona urbana, foi constatado índice de vulnerabilidade
predominantemente baixo e intermediário através dos métodos GOD e
DRASTIC e índice intermediário através do método IS. Nas zonas de
129
desenvolvimento agrícola e no domínio de lagoas e dunas com pouca
intervenção humana, determinou-se, através dos métodos DRASTIC e IS,
índices de vulnerabilidade baixo e intermediário, enquanto pelo método GOD
há predominância de alta vulnerabilidade. A interação entre a vulnerabilidade
natural do aquífero e o perigo à poluição constatou risco de contaminação do
SAB moderado a alto na zona urbana, apontando a necessidade de adotar um
planejamento urbano com maiores controles ambientais mais rígidos,
sobretudo no tocante aos recursos hídricos superficiais e subterrâneos. Para a
zona agrícola, verificou risco elevado quando aplicado o método GOD e
moderado quando aplicado o DRASTIC. Para zona de ecossistema de lagoas e
dunas, apesar dos resultados de vulnerabilidade, atribuiu-se baixo risco à
contaminação em virtude do perigo insignificante das atividades desenvolvidas
nessa área.
O uso das águas do SAB é imprescindível para o contínuo
desenvolvimento urbano, agrícola e industrial da região da Bacia Hidrográfica
do Rio Pirangi. Contudo, a partir dos resultados obtidos, é exposto que o
manejo desse manancial subterrâneo não está sendo realizado de modo
adequado conforme os preceitos do desenvolvimento sustentável, sendo
necessário aplicação de medidas mais efetivas de controle e preservação
ambiental. É recomendado planejamento e execução de atividades de gestão
sustentável, como a avaliação periódica da qualidade das águas, o controle na
perfuração e cadastro dos poços, o tratamento adequado das águas já
contaminadas, o controle do uso de fertilizantes e pesticidas, a ampliação da
rede de saneamento básico e a gestão apropriada dos resíduos sólidos, dentre
outras medidas possíveis, considerando as zonas mais sensíveis à poluição
subterrânea.
130
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ALLER, L.; BENNET, T.;LEHR, J. H.; PETTY, R. J. DRASTIC: a
standardized system for evaluating groundwater pollution potential using
hidrogeologic settings. US. EPA Report 600/2-85/018, 1987.
ALVES, R. S. O Sistema Aquífero Barreiras na Região de Parnamirim, RN:
Uso das Águas e Potencialidades. Dissertação de Mestrado. Universidade
Federal do Rio Grande do Norte/UFRN. 2015. 89p.
ANA - AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS (BRASIL). 2010. Atlas Brasil:
abastecimento urbano de água: panorama nacional/Agência Nacional de
Águas; Engecorps/ Cobrape - Brasília: ANA : Engecorps/Cobrape.
ANA - AGÊNCIA NACIONAL DE ÁGUAS (BRASIL). NASCIMENTO, F. S.;
FERREIRA, A. N. P.; STEIN, P.; CABRAL, N. M. T.; MARTINS, C. A.;
FIGUERÊDO, E. M.. Estudo Hidrogeológico para a orientação do manejo das
águas subterrâneas da Região Metropolitana de Natal/RN. Volume 1 –
Avaliação Hidrogeológica. Brasília: Agência Nacional de Águas, 2012. 285 p.
ANGELIM, L. A. A.; NESI, J.R.; TORRES, H. H. F.; MEDEIROS, V. C.;
SANTOS, C. A. Geologia e Recursos Minerais Do Estado Do Rio Grande Do
Norte. Recife: Serviço Geológico do Brasil - CPRM, 2006. 119 p.
ARAÚJO, T. B.; CLEMENTINO, M. L. M.. Diagnóstico para o plano
estratégico Natal - uma metrópole em formação. Volume 3 – Relatório temático
da divisão físico-territorial. Recife: Universidade Federal de Pernambuco, 2006.
252 p.
ASSUNÇÃO, A. L. C. Hidroquímica e qualidade das águas subterrâneas do
Sistema Aquífero Dunas- Barreiras na região de Parnamirim, RN. Dissertação
(Mestrado). Universidade Federal do Rio Grande do Norte. Natal, 2016.
AUGE, M. Água subterránea deterioro de calidad y reserva. Buenos
Aires, 2006.
AYERS, R. S.; WESTCOT, D. W. A qualidade da água na agricultura. Trad.
GHEYI, H. R., MEDEIROS, J. F., DAMASCENO, F. V. Estudos FAO: Irrigação
e Drenagem, Campina Grande: UFPB. 218 p. revisado, 1994.
BAIRD, C.; CANN, M. Química Ambiental. 4. ed. Porto Alegre: Bookman,
2011.
131
BARRETO, A. M. F.; SUGUIO, K.; BEZERRA, F. H. R.; TATUMI, S. H.;
YEE, M.; GIANNINI, P. C. F. Geologia e Geomorfologia do Quaternário
Costeiro do Estado do Rio Grande do Norte. Revista do Instituto de
Geociências - USP, v. 4, p. 1–12, 2004.
BECKER, H. Controle analítico de águas. Versão 4. Universidade Federal
do Ceará. Fortaleza. 2010. 84 p.
BEZERRA, F. H. R.; LUCENA, L. R. F. DE; SAAD, A.; MOREIRA, J. A. M.;
LINS, F. A. P. L.; NOGUEIRA, A. M. B.; MACEDO, J. W. P.; NAZARÉ JR. D.
1993. Estruturação neotectônica do litoral de Natal-RN, com base na
correlação entre dados geológicos, geomorfológicos e gravimétricos. In:
Simpósio Nacional De Estudos Tectônicos, IV. 1993, Belo Horizonte. Anais.
Belo Horizonte - MG. SBG, Núcleo MG. Bol. 12: p. 317-321.
BEZERRA, F. H. R.;AMARO, V. E.; VINTA-FINZI, C.; SAADI, A. Pliocene-
quaternary fault control of sedimentation andcoastal plain morphology in NE
Brazil. Journal of South American Earth Sciences. 2001. p. 61-75.
BIZZI, L. A.; SCHOBBENHAUS, C.; VIDOTTI, R. M.; GONÇALVES, J. H.
Geologia, Tectônica e Recursos Minerais do Brasil - Texto, Mapas & SIG.
Brasília: Serviço Geológico do Brasil - CPRM, 2003. 692 p.
BOESCH, D. F. Challenges and opportunities for science in reducing
nutrient over-enrichment of coastal ecosystems. Estuaries, v. 25, n. 4b, p. 886–
900, 2002. http://dx.doi.org/10.1007/BF02804914.
BRAGA, A. C. O. Estimativa da vulnerabilidade natural de aquíferos: uma
contribuição a partir da resistividade e condutância longitudinal. Revista
Brasileira de Geofísica. v. 26(1), p. 61-68, 2008.
BRASIL - MINISTÉRIO DA SAÚDE, 2017. PORTARIA DE
CONSOLIDAÇÃO Nº 5, de 28 de setembro de 2017. Anexo XX. Do controle e
da vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu padrão de
potabilidade. Brasília: Ministério da Saúde.
BRASIL. CONSELHO NACIONAL DE MEIO AMBIENTE, 2005.
RESOLUÇÃO 357/2005 CONAMA. Brasília: Conselho Nacional do Meio
Ambiente, 2005.
CARVALHO JR., E. R. Contaminação das águas subterrâneas por nitrato e
sua relação com a estrutura hidrogeológica nos bairros de Pirangi e Ponta
132
Negra, Natal/RN. Dissertação de Mestrado. Universidade Federal do Rio
Grande do Norte. Natal, 2001. 170 p.
CÓRDOBA, V. C.; JARDIM DE SÁ, E. F.; SOUSA, D. C.; ANTUNES, A. F..
Bacia de Pernambuco-Paraíba. Boletim de Geociencias da Petrobras, v. 15,
n. 2, p. 391– 403, 2007.
CHRISPIM, Z. M. P. Análise da vulnerabilidade e caracterização
hidrogeoquímica dos aquíferos livres rasos da parte emersa da Bacia
Sedimentar de Campos – Campos dos Goytacazes. Tese (Doutorado em
Engenharia Civil) -- Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro.
Campos dos Goytacazes, p. 320. 2016.
CUSTODIO E. & LLAMAS M.R. 1983. Hidrologia Subterranea. Barcelona,
Ômega, v. 2.
DINIZ, J. B. F.; MELO, J. G.; CARVALHO, A. K. N. Aspectos
hidroestratigráficos da área de recarga do Aquífero Barreiras na ZPA1 –
Natal/RN. In: XVI Congresso Brasileiro de Águas Subterrâneas e XVII Encontro
Nacional de Perfuradores de Poços, 2010, São Luís. Anais.
DRISCOLL, F.G. Groundwater and Wells. 2 ed. Minnesota: H.N.Smyth
Comp. Inc., P.796-820, 1986.
EMPARN. Empresa de Pesquisa Agropecuária do Rio Grande do Norte.
Monitoramento pluviométrico. Disponível em:
<http://189.124.130.5:8181/monitoramento/monitoramento.php>. Acesso em 04
de setembro de 2019.
FEITOSA, F. A; MANOEL FILHO, J. Hidrogeologia: Conceito e
Aplicações. Fortaleza: Serviço Geológico do Brasil - CPRM, 2000.
FERNANDES, T. M. T. Uso e Potencialidade das águas subterrâneas da
região do município de Parnamirim/RN. Monografia. Universidade Federal do
Rio Grande do Norte. 2010.
FIGUEIREDO, F. F.; FERREIRA, J. G. O saneamento básico no Nordeste
e no Rio Grande do Norte: avanços e constrangimentos. XVII ENAMPUR.
Sessão Temática 4: Meio Ambiente e Políticas Públicas. Anais. São Paulo, 20
p. 2017.
FOSTER, S.; HIRATA, R.; ANDREO, B. (2013). The aquífer pollution
Vulnerability concept: ai dor impediment in promoting groundwater protection?.
133
Hydrogeology Journal (2013) 21: p. 1389 – 1392. DOI 10.1007/s10040-013-
1019-7. 2013.
FOSTER, S.S.D.; HIRATA, R.C.A. Groundwater pollution risk assessment:
a methodology using available data. Lima: World Health Organization, Pan
American Health Organization, Centre for Sanitary Engineering and
Environmental Sciences, 1988.
FRANCÉS, A.; PERALTA, E.; FERNANDES, C.; RIBEIRO, L.
Development and application in the Alentejo region of a method to assess the
vulnerability of groundwater to difuse agriculture pollution: the susceptibility
index. Lisboa, Geosystem Center IST, Third International Conference on Future
Groundwater Resources at Risk, june, 2001.
IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Pesquisa de
Informações Básicas Municipais. <https://cidades.ibge.gov.br/>. Acessado em:
18/09/2019.
INSTITUTO TRATA BRASIL. HIRATA, R.; SUHOGUSOFF, A.V.;
MARCELLINI, S. S.; VILLAR, P. C.; MARCELLINI, L. A revolução silenciosa
das águas subterrâneas no Brasil: uma análise da importância do recurso e os
riscos pela falta de saneamento. 2018. Disponível em
<http://www.tratabrasil.org.br/images/estudos/itb/aguas-subterraneas-e-
saneamento-basico/Estudo_aguas_subterraneas_FINAL.pdf> Acesso em 02 de
outubro de 2019.
JUNIOR, H. R. M. Método DRASTIC: uma proposta de escala para
normatização dos índices finais de vulnerabilidade. XV Congresso Brasileiro de
Águas Subterrâneas. Anais. Natal, 2008.
KÖPPEN, W.; GEIGER, R. Klimate der Erde. Gotha: Verlag Justus
Perthes. 1928.
LOGAN, J. 1965. Interpretação de análises químicas de água. Recife:
U.S. Agency for International Development. 67 p.
LUCENA, L. R. F. Implicação da compartimentação estrutural no aquífero
Barreiras na área da bacia do Rio Pirangi-RN. Tese (doutorado). Universidade
Federal de Curitiba, 2005.
LUCENA, L. R. F.; ROSA FILHO, E. F.; BITTENCOURT, A. V. L. A
potenciometria do Aquífero Barreiras no setor oriental da Bacia Do Rio Pirangi-
134
RN e considerações sobre a relação com mananciais superficiais. Revista
Águas Subterrâneas, v. 18, n. 41, p. 19–28, 2004.
LUCENA, L. R. F.; Rosa FILHO, E. F.; HINDI, E. C. O controle estrutural no
Aquífero Barreiras - área da Bacia do Rio Pirangi-RN. Revista Águas
Subterrâneas, v. 20, n. 1, p. 83–98, 2006.
MATHESS, G., HARVEY A. The Properties of Groundwater. 1 ed. [SI:sn]
1982.
MELO, J. G. Potencialidades e definição de estratégias de manejo das
águas subterrâneas da região de Parnamirim, RN. Relatório Final de Pesquisa.
Natal: Universidade Federal do Rio Grande do Norte. MCT/CNPq -
FINEP/CTHIDRO, 2017.
MELO, J. G.; VASCONCELOS, M. B.; OLIVEIRA, J.; MEDEIROS, J. I.
Avaliação das condições hidroambientais e definição de estratégias de manejo
dos recursos hídricos nos domínios urbanos e periurbanos da zona norte de
Natal/RN. Relatório final de pesquisa. MCT/CNPq/CT-Hidro/CT-Agro, 2009.
MELO, J.G. Impactos de Desenvolvimento Urbano nas Águas
Subterrâneas de Natal/RN. São Paulo/SP. Tese de Doutorado. Instituto de
Geociências, Universidade de São Paulo, 1995. 196p.
MELO, J.G.; ALVES, R.S.; SILVA, J.G. Estimativa da Recarga das Águas
Subterrâneas do Aquífero Barreiras na Bacia do Rio Pirangi, RN. Revista
águas Subterrâneas, n. 28, p. 68-81. 2014.
NAÇÕES UNIDAS. A ONU e a água. [Rio de Janeiro]: ONU, 2017.
Disponível em: <https://nacoesunidas.org/acao/agua/>. Acesso em: 13 de
agosto de 2019.
NOBRE, R.C.M. Avaliação de Risco para o Uso e Proteção de
Aquíferos. Estudo de Caso: Região Metropolitana de Maceió. Tese de
Doutorado, COPPE/UFRJ, 269p, 2006.
NOGUEIRA, F. C. C.; BEZERRA, F. H. R.; CASTRO, D. L. Deformação
rúptil em depósitos da formação Barreiras na porção leste da Bacia Potiguar.
Geol. USP, Sér. cient. [online], vol.6, n.2. São Paulo, p. 51-59. 2006.
OMETTO, J. C. Bioclimatologia vegetal. São Paulo: Agronômica Ceres
1981. 440p.
135
PARRON, L, M.; MUNIZ, D, H, F.; PEREIRA, C, M. Manual de
procedimentos de amostragem e análise físico-química de água (recurso
eletrônico). Dados eletrônicos. Colombo: EMBRAPA Floresta, 2011.
PATRIKAKI, O.; KAZAKIS, N.VOUDOURIS, K. (2012). Vulnerability Map: a
Useful Tool for Groundwater Protction: na example from Mouriki Basin, North
Greece. Fresenius Environ Bull, 21 (8c), 2516-2521. 2012.
RIBEIRO, L. F. T. Um novo índice vulnerabilidade específico de aquíferos:
formulação e aplicações. In: SIMPÓSIO DE HIDRÁULICA E RECURSOS
HÍDRICOS DOS PAÍSES DE LÍNGUA OFICIAL PORTUGUESA (SILUSBA), 7.,
2005, Évora. Anais. Évora: [s.n.], 2005. p. 16.
SCHOELLER, H. Geochemie des eaux Souterraines. Revue de L’Institute
Francais du Petrole. N. 10, p. 230 – 244. 1955. Les eaux Souterraines. Paris:
Mason et Cie, 1962. Cap 7.
SERHID. Secretaria de Recursos Hidricos do Rio Grande do Norte. Plano
Estadual de Recursos Hídricos do Rio Grande do Norte. Relatório Técnico.
HIDROSERVICE/SERHID. Natal, 1998.
STEIN, P., DINIZ FILHO, J. B., DE LUCENA, L. R. F., & CABRAL, N. M. T.
Qualidade das águas do aquífero Barreiras no setor sul de Natal e norte de
Parnamirim, Rio Grande do Norte, Brasil. Revista Brasileira de Geociências,
42, 226-237, 2012.
SZIKSZAY, M. Geoquímica das Águas. Boletim IG, São Paulo, n. 5, 1993.
THORNTHWAITE, C.W. & MATHER, J.R. The water balance. Centerton,
Drexel Institute of Technology-Laboratory of Climatology. Publications in
Climatology. v.8, 1955. 104p.
VARNIER, C.; HIRATA, R. Contaminação da água subterrânea por nitrato
no Parque Ecológico do Tietê - São Paulo, Brasil. Revista Águas
Subterrâneas n. 16/ Maio 2002.
VITAL, H.; SILVEIRA, I. M.; AMARO, V. E.; MELO, F. T. L.; SOUZA, F. E.
S.; CHAVES, M. S.; LIMA, Z. M. C.; FRAZÃO, E. P.; TABOSA, W. F. Rio
Grande do Norte. In: Erosão e progradação do litoral brasileiro. Brasília:
Ministério do Meio Ambiente, 2006, p. 155–172.
VRBA, J. E ZAPOREZEC, A. Guidebook on Mapping Groundwater
Vulnerability. International Association of Hydrogeologists. Verlag Heinz Heise,
Vol.16. 131p, 1994.
136
ZAPOROZEC, A. Groundwater Contamination Inventory: a methodological
guide. IHP-VI series on Groundwater No. 2, UNESCO, Paris, 2002.