Hidroquímica, Vulnerabilidade e Protecção do Aquífero de Torres Vedras

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1 Hidroquímica, Vulnerabilidade e Protecção do Aquífero de Torres Vedras Ana Carina Ferreira Veríssimo Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em Engenharia Geológica e de Minas Júri Presidente: Prof. Doutor José Manuel Vaz Velho Barbosa Marques Orientador: Prof. Doutor Luís Filipe Tavares Ribeiro Vogais: Prof.ª Doutora Maria Catarina Rosalino da Silva Doutora Maria Teresa Condesso Melo Dezembro, 2010

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3 Agradecimentos Quero agradecer aos meus pais e à minha irmã, por todo o apoio prestado no decorrer do Mestrado, sem a sua força e presença constante não teria sido seria possível chegar até aqui. Quero ainda agradecer ao meu orientador, Prof. Dr. Luís Ribeiro, pelos ensinamentos, apoio e orientação no decorrer deste estudo. Quero agradecer à Engª Fabíola Correia da Câmara Municipal de Torres Vedras, Engª Marta Rodrigues e Engª Ana Nunes do SMASTV e Dr. Fátima Alves da ARH Tejo, pelo esclarecimento de dúvidas e pelos dados fornecidos. Aos meus colegas e família mineira Júlia Carvalho, Júlio Caineta, Bruno Catarino, Ana Sofia Alberto, Ruben Nunes, João Carneiro, Pedro Nunes e Pedro Correia, um profundo agradecimento por toda a ajuda prestada. A Ágata de Sousa, um agradecimento muito especial, estarás sempre no meu coração e o meu pensamento esteve contigo durante muitos momentos na realização deste trabalho. Ao Daniel Santos, Marisa Vieira, Mário Rui Pereira, Ricardo Miranda dos Santos, Frederico Quintela, Paulo Carvalho, Ana Horta, Filipe Miguéns, quero agradecer pela ajuda com os diversos softwares com que tive de trabalhar, e pelo esclarecimento de dúvidas no decorrer deste trabalho. Aos melhores amigos do mundo, por terem aturado estoicamente este período de obsessão, sempre com palavras de conforto e apoio. Um especial agradecimento a Teresa Moreira, Ana Cunha Correia, Marina Catarino, Márcia Correia, Ana Ferreira, Leonor Brilha e Eunice Vivianne, my incredible girls, por terem acreditado sempre que era possível. Ao Gonçalo, pela paciência e carinho. i

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5 Resumo O presente trabalho pretende ser uma contribuição para o conhecimento e caracterização hidrogeológica e hidroquímica do Aquífero Cretácico de Torres Vedras. Caracteriza-se primeiramente o caso de estudo, que inclui uma caracterização climática, geológica, hidrogeológica e hidroquímica. As fácies predominantes no sistema aquífero são cloretada sódica e bicarbonatada cálcica. A análise temporal dos parâmetros analisados nas estações de monitorização de qualidade permitiu identificar a ocorrência de contaminação nas captações de água subterrânea, nomeadamente de manganês, hidrocarbonetos, bário e mercúrio. Para o último período analisado, as águas subterrâneas em estudo não apresentavam qualidade suficiente para produção de água para consumo humano, de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98, de 1 de Agosto. A determinação da vulnerabilidade à poluição do aquífero, pelo método IS (Ribeiro, 2005a), indica uma susceptibilidade à poluição média-alta (classes predominantes de 25 a 45). A ocorrência de classes mais altas está associada a zonas agrícolas, suiniculturas e aterro sanitário do Oeste. Dada a ausência de delimitação de perímetros de protecção para captações de abastecimento público conforme o Decreto-Lei n.º 382/99 de 22 de Setembro, propõem-se a delimitação dos mesmos para a zona intermédia e alargada para as captações municipais AC22 e AC23 por modelação numérica, comparando os resultados com o método do raio fixo. Para o caso da zona de protecção alargada, o método do raio fixo revela-se insuficiente. A modelação estocástica, que considera a heterogeneidade do meio, permite a geração de 10 cenários equiprováveis de ocorrência de contaminação nas captações ao fim de 3500 dias, o que permite a elaboração de um mapa de risco de ocorrência de contaminação, que pretende ser uma ferramenta de apoio à decisão de planeamento e ordenamento futuros. Palavras-chave: aquífero, Torres Vedras, hidroquímica, índice de susceptibilidade à poluição, perímetros de protecção, modelação estocástica. iii

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7 Abstract The present paper is intended to be an hydrogeological and hydrochemical contribution to the understanding and characterization of the Cretaceous Aquifer of Torres Vedras. First, the case study is characterized, including a geological, climatic, hydrogeological and hydrochemical characterization. The predominant facies in the aquifer system are sodium chloride and calcium bicarbonate. The temporal analysis of quality monitoring stations analysis identified the occurrence of contamination in groundwater extraction wells, particularly manganese, oil, barium and mercury. For the last period analyzed, the groundwater in this study didn t have enough quality to produce water for human consumption in accordance with Decree-Law No. 236/98 of 1 August. The determination of vulnerability to pollution of the aquifer by the method IS (Ribeiro, 2000), indicates a susceptibility to pollution medium-high (dominant classes 25 to 45). The occurrence of higher classes is associated with agricultural areas, pig farms and the landfill. Given the absence of perimeters of protection for public water supply wells in the area, according to Decree-Law No. 382/99 of September 22, it s proposed defining them in the current study for the intermediate and expanded zone for the municipal wells AC22 AC23 by numerical modeling, comparing the results with the fixed radius method. The last one resulted to be insufficient. The stochastic modeling, which considers the field heterogeneity, allows the generation of 10 equiprobable scenarios of occurrence of contamination in the extraction well after 3500 days, which allows the elaboration of a map of risk of contamination, which is intended as a tool for decision support and future planning. Key-words: aquifer, Torres Vedras, hydrochemistry, index of susceptibility to pollution, protection perimeters, stochastic modeling. v

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9 Lista de Abreviaturas AdO Águas do Oeste ARH Administração da Região Hidrográfica ASM Aquifer Simulation Model CMTV Câmara Municipal de Torres Vedras H Espessura saturada do aquífero (m) EPAL Empresa Portuguesa das Águas Livres, SA IDW Inverse Distance Weighted (ponderação pelo inverso da distância) INSAAR - Inventário Nacional de Sistemas de Abastecimento de Água e de Águas Residuais IQD Inverso do Quadrado da Distância IS Índice de Susceptibilidade MDT Modelo Digital do Terreno n Porosidade eficaz (%) PDM Plano Director Municipal PMRN Plano Municipal de Recursos Naturais PBHRO Plano de Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste Q Caudal específico (l/s) Q1 1º Quartil Q3 3º Quartil r Raio (m) SMASTV - Serviços Municipalizados de Água e Saneamento de Torres Vedras SNIRH Serviço Nacional de Informação dos Recursos Hídricos T Transmissividade (m 2 /d ou m 2 /s) TAS Taxa de Adsorção do Sódio VMA Valor Máximo Admissível VMR Valor Máximo Recomendado vii

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11 Índice Agradecimentos...i Resumo... iii Abstract...v Lista de Abreviaturas... vii Índice... ix Índice de Figuras...x Índice de Tabelas... xiv I. Introdução e Objectivos... 1 I.1 Introdução... 1 I.2 Objectivos... 2 I.3 Metodologia... 3 I.4 Trabalhos Anteriores... 4 II. Caracterização do Caso de Estudo... 5 II.1 Enquadramento Geográfico... 5 II.2 Enquadramento Sócio-Económico... 6 II.3 Caracterização Climática... 9 II.3.1 Precipitação II.4 Enquadramento Geológico II.4.1 Estratigrafia II.4.2 Tectónica II.4.3 Modelo Litológico II.5 Hidrografia de Superfície II.6 Enquadramento Hidrogeológico II.6.1 Inventário dos Pontos de Água II.6.2 Piezometria II.6.3 Transmissividade II.6.4 Produtividade II.7 Rede de Vigilância II.8 Caracterização do Abastecimento II.8.1 Água Distribuída (Produzida) II.8.2 Água Fornecida II.8.3 Número de Utentes II.8.4 Controlo da Qualidade da Água e Zonas de Abastecimento II.9 Indústria, Agricultura e Regadio III. Qualidade da Água Subterrânea III.1 Enquadramento Legal III.2 Fácies Hidroquímica III.2.1 Avaliação da Qualidade da Água ix

12 III.2.2 Qualidade da água para rega IV. Vulnerabilidade à Poluição IV.1 Focos de Poluição IV.1.1 Poluição Pontual das Linhas de Água Superficiais IV.1.2 Poluição Difusa IV.2 Vulnerabilidade das Águas Subterrâneas à Poluição IV.2.1 Índice de Susceptibilidade (IS) V. Delimitação de Perímetros de Protecção para as Captações de Abastecimento Público AC22 e AC V.1 Introdução V.2 Metodologias para a Delimitação de Perímetros de Protecção V.2.1 Modelação Numérica Escoamento Subterrâneo V.2.2 Método analítico - Raio Fixo Calculado VI. Recomendações Futuras e Conclusões VI.1 Recomendações Futuras VI.2 Conclusões VII. Referências Bibliográficas ANEXOS...I Anexo II.1 Carta Geológica a 1/ II Anexo II.2 Parâmetros do Modelo Litológico... III Anexo III.1 Dados hidroquímicos disponíveis... IV Anexo III.2 Cálculos realizados para o Estudo Hidroquímico...XVII Anexo V.1 Valores de Porosidade eficaz... XVIII Índice de Figuras Figura II.1 - Localização geográfica do sistema aquífero de Torres Vedras (Adaptado de SNIRH)... 5 Figura II.2 - Concelho de Torres Vedras: População Residente Total entre 1864 e Figura II.3 Valores de Precipitação anual, período de (fonte: Atlas do Ambiente)... 9 Figura II.4 Valores médios de Evapotranspiração Real (fonte: Atlas do Ambiente, data de execução: 1974)... 9 Figura II.5 - Localização do ponto de monitorização de precipitação (Pragança) em relação ao aquífero de Torres Vedras Figura II.6 Precipitação mensal entre o ano hidrológico de 1999/2000 e o de 2009/2010 (adaptado de SNIRH) x

13 Figura II.7 Precipitação média mensal (1999/2010) (Adaptado de SNIRH) Figura II.8 Estatísticas de precipitação na estação de Pragança no ano hidrológico 2009/2010 (Adaptado de SNIRH) Figura II.9 Enquadramento geológico do sistema aquífero de Torres Vedras (adaptado de Almeida, et al, 2000) Figura II.10 - Localização dos Furos utilizados no Rockworks para a elaboração do modelo litológico do aquífero de Torres Vedras Figura II.11 - Representação do Modelo Litológico do Aquífero de Torres Vedras, realizado no Rockworks (representação dos furos a preto) Figura II.12 Localização dos furos de captação utilizados para a modelação litológica do aquífero de Torres Vedras (a azul) e localização dos perfis geológicos realizados: a vermelho N-S e a verde SW-NE Figura II.13 - Perfis Litológicos com orientação W-E Figura II.14 - Perfis Litológicos com orientação SW-NE Figura II.15 Interpolação pelo método IDW da base do aquífero pela profundidade do último ralo dos furos de captação Figura II.16 Principais linhas de água no aquífero Torres Vedras (fonte: Atlas do Ambiente, 1989) 22 Figura II.17 Unidades Hidrogeológicas de Portugal Continental e Sistemas aquíferos situados na Orla Ocidental (fonte: SNIRH) Figura II.18 - Localização das captações inventariadas, por finalidade, no aquífero de Torres Vedras Figura II.19 Representação gráfica da distribuição das captações inventariadas por finalidade Figura II.20 Representação bidimensional (em cima) e tridimensional (em baixo) da piezometria interpolada por krigagem normal, para toda a área em estudo, a partir dos dados da Rede de Quantidade. Setas a azul a indicar o sentido de fluxo Figura II.21 Topografia da area em estudo (fonte: Modelo Digital do Terreno) Figura II.22 Interpolação da Transmissividade por IDW para toda a área do aquífero Figura II.23 Representação em bloxplot dos dados de produtividade em Caudal (l/s) Figura II.24 Interpolação da Produtividade, expressa em Caudal Q (l/s) para toda a área em estudo xi

14 Figura II.25 - Localização dos furos de captação de abastecimento municipal no aquífero de Torres Vedras Figura II.26 Evolução do volume de água (em milhões de m 3 ) distribuído no último quadrénio no Município de Torres Vedras Figura II.27 Percentagem do volume de água distribuído em 2009 por origem Figura II.28 Volumes totais de água captada em 2009 (m 3 ), por captação Figura II.29 Volume de água mensal (m 3 ) captado pelas captações de abastecimento municipal, para o ano de Figura II.30 Percentagem de água vendida por tipo de consumo, em 2009 (fonte: SMASTV) Figura II.31 Percentagem de utentes em 2009 por tipo de consumo (fonte: SMASTV) Figura II.32 Zonas de abastecimento (ZA) de água no Concelho de Torres Vedras (fonte: SMASTV) Figura III.1 - Diagrama de Piper relativo às águas do sistema Aquífero de Torres Vedras Figura III.2 Localização das estações de monitorização da Rede Qualidade do aquífero de Torres Vedras e respectivo diagrama de Stiff (adaptado de SNIRH) Figura III.3 Isovalores médios de ph em 2009 em função do VMR e VMA (adaptado de SNIRH) Figura III.4 Classificação da qualidade da água para consumo humano no período , de acordo com o Anexo I do DL 236/98 de 1 de Agosto, sendo que A1 corresponde a uma água de boa qualidade e A3 a uma água de baixa qualidade (adaptado de SNIRH) Figura III.5 - Evolução da ocorrência de classes de qualidade da água subterrânea nas captações analisadas nesse período (adaptado de SNIRH) Figura III.6 Parâmetros responsáveis pela classificação da qualidade da água em 2009 das captações analisadas Figura III.7 Aplicação à área em estudo do Diagrama de Riverside do US. Soil Salinity Laboratory (1954), para avaliação da qualidade da água para rega Figura IV.1 Fontes Potenciais de Poluição dos Recursos Subterrâneos do Concelho de Torres Vedras (adaptado de Farinha et al., 2007) Figura IV.2 Carta de Ocupação do solo, adaptada de CORINE Land Cover (2000) e FARINHA et al. (2007) Figura IV.3 Carta de Profundidade do Nível freático, com as captações da rede de piezometria e respectivas profundidades do nível freático (m) com os quais foi feita a interpolação xii

15 Figura IV.4 Identificação das zonas preferenciais de recarga do aquífero de Torres Vedras Figura IV.5 Mapa do material do aquífero de Torres Vedras, de acordo com o modelo litológico realizado Figura IV.6- Carta de Declives Figura IV.7 Distribuição por tipos de ocupação do solo (%) Figura IV.8 - Carta de Ocupação do Solo por pontuação atribuida no IS Figura IV.9 - Mapa do Índice de Susceptibilidade (IS) para o Aquífero de Torres Vedras Figura IV.10 - Histograma das classes IS em percentagem Figura IV.11 Localização da ocorrência de classes mais altas do IS em zonas agrícolas Figura IV.12 Distribuição da ocorrência de classes mais altas do IS calculado e ocupação do solo por zonas agrícolas Figura V.1 Localização do modelo local em relação à área total do aquífero; a vermelho furos de captação para os quais se delimitam os perímetros de protecção, a amarelo o ponto de monitorização Figura V.2 Discretização do modelo local no ASMWin (a azul as condições de fronteira) Figura V.3 Sentido de fluxo das águas subterrâneas do modelo local, sem recarga e sem bombagem Figura V.4 - Sentido de fluxo das águas subterrâneas do modelo local, com recarga e com bombagem Figura V.5 Isopiezas para valores de transmissividade homogénea (à esquerda) e para um modelo de fluxo obtido com um campo de transmissividades gerado por simulação (sim1, à direita) Figura V.6 Isócronas para 50 dias para um modelo de escoamento com transmissividade homogénea Figura V.7 Isócronas para 3500 dias para um modelo de escoamento com transmissividade homogénea Figura V.8 Resultados gráficos das 10 zonas de protecção alargada (3500 dias) geradas para cada simulação de fluxo Figura V.9 - Mapa de Risco da ocorrência de contaminação das captações ao fim de 3500 dias, para o modelo realizado (valores de 0-100%), comparação com o perímetro obtido considerando a transmissividade homogénea (T_hom) xiii

16 Figura V.10 - Localização do Mapa de Risco em relação ao Aquífero de Torres Vedras Figura V.11 - Localização do Perímetro do Protecção para a zona alargada para as captações AC22 e AC23 no mapa de ocupação do solo Figura V.12 Comparação dos resultados obtidos para a Zona de Protecção Alargada pelo método do raio fixo e Modelação estocástica (apresentado o mapa de probabilidades como referência) 94 Índice de Tabelas Tabela II.1 - Concelho de Torres Vedras: População Residente Total em 1991 e 2001 e População Residente Total Estimada para 2014, por Freguesia... 7 Tabela II.2 Distribuição das captações inventariadas por finalidade Tabela II.3 Estatísticos Básicos da produtividade, expressa em Caudal - Q (L/s) Tabela II.4 Pontos de amostragem de qualidade da água e sua localização (fonte: SNIRH) Tabela II.5 Captações de água subterrânea no Concelho de Torres Vedras (fonte: Projecto INSAAR, 2007) Tabela II.6 - Evolução do volume de água distribuído anualmente, nos últimos 4 anos e respectivas origens (fonte: SMAS de Torres Vedras) Tabela II.7 Volumes mensais de água subterrânea captada em 2009, por captação (fonte: SMASTV) Tabela II.8 - Volume de água fornecida no Município de Torres Vedras, em 2009 (fonte: SMASTV). 38 Tabela II.9 Número de utentes em 2009 por tipo de consume (fonte: SMASTV) Tabela II.10 Zonas de abastecimento de água no Concelho de Torres Vedras, população servida e volume estimado para 2010 (fonte: SMASTV) Tabela III.1 Valores dos estatísticos básicos principais das colheitas efectuadas na rede de Qualidade do Aquífero de Torres Vedras entre Março de 2001 e Setembro de 2009; valores em mg/l, salvo indicado Tabela III.2 Distribuição da fácies por estação de monitorização da rede Qualidade do aquífero de Torres Vedras Tabela III.3 Apreciação da qualidade da água de acordo com o Anexo I Categoria A1 do Decreto- Lei n.º 236/ xiv

17 Tabela III.4 - Apreciação da qualidade da água de acordo com o Anexo VI do Decreto-Lei n.º 236/ Tabela III.5 - Esquematização do estado químico da água relativamente a parâmetros analisados, de acordo com o Decreto-Lei n.º236/98 (verde: abaixo do VMR, amarelo acima do VMR, vermelho acima do VMA) Tabela IV.1 Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes intervalos de profundidade do nível freático (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.2 - Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes intervalos de recarga (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.3 Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes litologias (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.4 - Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes intervalos de declive (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.5 - Ponderadores do Índice DRASTIC (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.6 Pontuação atribuída consoante o tipo de ocupação do solo, conforme CORINE Land Cover (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.7 - Parâmetros e factores de ponderação do IS (in Ribeiro, 2005b) Tabela IV.8 Pontuação Atribuída por classes de profundidade do nível freático para cálculo do IS 70 Tabela IV.9 Pontuação atribuída para determinação do IS por Classe de Declive Tabela IV.10 Ocupação do solo (áreas correspondentes e percentagem) Tabela V.1- Valores de Transmissividade (m 2 /s) conhecidos dentro da área modelada Tabela V.2 Valores inseridos para a geração de 10 campos heterogéneos de transmissividade Tabela V.3 Dimensão de cada zona de protecção para aquíferos do tipo 1, de acordo com o Decreto-Lei n.º382/ Tabela V.4 Características das captações para o cálculo do Raio Fixo xv

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19 I. Introdução e Objectivos I.1 Introdução As águas subterrâneas são um recurso natural valioso que, enquanto tal, deverá ser protegido da deterioração e da poluição química. Esta protecção é particularmente importante no que respeita à utilização destas águas para o abastecimento de água destinada ao consumo. A Directiva-Quadro da Água (2000/60/CE) contém disposições gerais relativas à protecção e preservação das águas subterrâneas. Como previsto no artigo 17 dessa directiva, deverão ser adoptadas medidas de prevenção e de controlo da poluição das águas subterrâneas, incluindo critérios para a avaliação do seu bom estado químico e critérios para a identificação de tendências significativas e persistentes para o aumento das concentrações de poluentes, bem como para a definição de pontos de partida para a inversão dessas tendências. Tendo em conta a necessidade de obter níveis consequentes de protecção das águas subterrâneas, deverão estabelecer-se normas de qualidade e limiares, e desenvolver metodologias baseadas numa abordagem comum, para que existam critérios para a avaliação do estado químico das massas de águas subterrâneas. A qualidade das águas subterrâneas é susceptível de ser afectada pelas actividades antrópicas, principalmente no que diz respeito ao uso e ocupação do solo, particularmente por zonas urbanas, agrícolas, e outras actividades que possam ser origem de descargas de poluentes para o solo. A contaminação das águas subterrâneas é, na generalidade das situações, persistente, pelo que a recuperação da qualidade destas águas é, normalmente, muito lenta e difícil. A protecção das águas subterrâneas constitui, assim, um objectivo estratégico da maior importância, no quadro de um desenvolvimento equilibrado e duradouro. Para alcançar os objectivos impostos a nível legislativo, há a necessidade de nos dotarmos de técnicas e metodologias adequadas para avaliação da vulnerabilidade dos aquíferos e do risco de poluição das águas subterrâneas com vista à sua protecção no quadro das tomadas de decisão, quer no âmbito do planeamento e gestão, quer no âmbito legislativo (Ribeiro, 2005b). A necessidade de fornecer às autoridades competentes um instrumento que seja útil nas tomadas de decisão ao nível do planeamento e ordenamento do território faz com que a avaliação do grau de vulnerabilidade das formações aquíferas seja de grande importância. Nesse sentido a ferramenta será mais preventiva, visando mais a protecção do recurso hídrico subterrâneo, do que a recuperação do aquífero contaminado (Ribeiro, 2005b). 1

20 Um outro instrumento preventivo para assegurar a protecção das águas subterrâneas é a implementação de perímetros de protecção das captações de águas subterrâneas destinadas ao consumo humano. A legislação Portuguesa contempla a delimitação de perímetros de protecção para captações de abastecimento público, de acordo com o Decreto-Lei n.º 382/99 de 22 de Setembro. A definição de perímetros de protecção pode ser realizada através de vários métodos, desde que considerados critérios hidrogeológicos apropriados. Em anexo, no referido Decreto-Lei, sugere-se a aplicação de um método analítico, denominado raio fixo, para a delimitação de perímetros de protecção. Existem, no entanto, outros métodos que podem ser utilizados, dependendo dos dados existentes, do tipo de aquífero e do critério delimitador (Mendonça, 1993 in Prada et al., 2008). Em suma, com vista à protecção das águas subterrâneas existe a necessidade de implementar medidas para a sua protecção e dotar os decisores de ferramentas de gestão e planeamento adequadas, que exigem o conhecimento detalhado das condições hidrogeológicas e químicas das áreas em questão. I.2 Objectivos O desenvolvimento recente do Concelho de Torres Vedras, principalmente devido à proximidade geográfica com Lisboa e com bons acessos rodoviários, torna importante o estudo mais detalhado, com vista a aumentar os conhecimentos geológicos, hidrogeológicos e hidroquímicos da região. A actual dependência do abastecimento municipal das Águas do Oeste (AdO), que em caso de rotura de condutas será realizado através das captações municipais de recurso, que na sua maioria exploram o aquífero de Torres Vedras, faz com que seja de grande importância a caracterização da qualidade da água subterrânea dos mesmos e desenvolvimento de ferramentas de apoio à decisão em termos de planeamento e gestão destas águas subterrâneas, como mapas de vulnerabilidade à poluição e definição de perímetros de protecção. O objectivo do presente trabalho é apresentar uma contribuição para a caracterização hidroquímica das águas subterrâneas do aquífero de Torres Vedras, sua qualidade para abastecimento público e para fins de rega, e avaliação da vulnerabilidade à poluição, usando o método do Índice de Susceptibilidade - IS (Ribeiro, 2005a). Para a avaliação da susceptibilidade à poluição pelo método seleccionado, é de extrema importância o levantamento de focos de poluição e do uso e ocupação do solo. Propõem-se ainda perímetros de protecção para a zona alargada para duas captações municipais usando modelação numérica e simulação estocástica, comparando os resultados obtidos com o método sugerido para a delimitação de perímetros de protecção no Decreto-Lei nº 382/99 de 22 de Setembro (método do raio fixo calculado). 2

21 I.3 Metodologia A metodologia adoptada passa pelas seguintes fases: Fase 1 Identificação preliminar do aquífero em estudo, enquadramento geográfico, geológico, climático e hidrológico; Fase 2 Recolha de toda a documentação necessária: trabalhos realizados anteriormente, inventário dos pontos de água existentes, levantamento de possíveis zonas de contaminação: zonas agropecuárias, pedreiras, indústrias, lixeiras, aterros sanitários, etc. O plano de trabalho incluiu a recolha dos dados disponíveis e integração numa base de dados sobre a qualidade da água subterrânea do aquífero (análises químicas efectuadas). As entidades contactadas incluíram: Divisão de Ambiente da Câmara Municipal, que elaborou em 2007 um Plano Municipal de Recursos Naturais, o qual inclui um levantamento de possíveis focos de poluição (nomeadamente levantamento de suiniculturas e pedreiras); Administração da Região Hidrográfica (ARH) da Bacia do Tejo, na qual se obteve informação sobre os furos de captação existentes, nomeadamente relatórios das empresas que os realizaram, logs litológicos, ensaios de caudal e parâmetros hidrogeológicos obtidos através da análise dos furos; Serviços Municipalizados de Água e Saneamento (SMAS) de Torres Vedras, os quais se encontram a elaborar um plano de gestão em parceria com a ARH Tejo, que forneceram informação mais detalhada sobre a caracterização do abastecimento municipal e sobre os furos de captação de abastecimento público, quais se encontram em fase de exploração e em fase de reserva e levantamento dos volumes de água utilizada para abastecimento público; Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos (SNIRH), criado pelo Instituto da Água (INAG) em meados de 1995, que é suportado por uma base de dados preparada para armazenar e divulgar publicamente dados hidro-meteorológica e de qualidade da água (superficial e subterrânea), recolhida na rede de monitorização de recursos hídricos do Ministério do Ambiente (através do portal do sistema Fase 3 Caracterização da fácies hidroquímica da água existente no aquífero e projecção dos valores em diagramas de Piper e Stiff, caracterização da qualidade da água subterrânea e sua evolução nos últimos anos; Fase 4 Organização dos dados obtidos aquando do contacto com as entidades supracitadas, usando ferramentas como o ArcGIS para mapear zonas de possíveis risco de poluição e distribuição espacial, análise de dados e tendências dos parâmetros a caracterizar. Definição da vulnerabilidade à poluição do aquífero, usando o método IS (Ribeiro, 2005a); 3

22 Fase 5 Escolha do modelo hidrogeológico a adoptar em função dos dados existentes, consequente modelação do fluxo no aquífero. Proposta de perímetros de protecção para duas captações de abastecimento municipal usando diferentes metodologias, e comparação entre eles. I.4 Trabalhos Anteriores O recurso a referências bibliográficas sobre o tema em estudo permitiu caracterizar a situação de referência e obter dados necessários para a realização deste trabalho. Alguns dados são, portanto, assumidos por estudos anteriores. De referir o importante estudo de Neves Palma e Vieira da Silva que em 1982 elaboraram um estudo sobre o aquífero Cretácico de Torres Vedras, onde abordaram em pormenor a geologia e hidrogeologia do aquífero em estudo. Na referida publicação, propõem um modelo de fluxo subterrâneo e fazem a caracterização hidroquímica das águas do aquífero. Em 2000, é publicado um breve resumo sobre o aquífero em estudo, da autoria de C. Almeida et al. (Centro de Geologia e Instituto da Água), no âmbito do estudo dos Sistemas Aquíferos de Portugal Continental. Neste trabalho, os autores apresentam alguns parâmetros hidráulicos e de produtividade, assim como uma breve abordagem à qualidade das águas do aquífero, tanto para consumo humano como para fins de irrigação. O Plano da Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste (PBHRO), datado de 2001, fornece informação sobre a hidrografia de superfície, consumos de água para fins agrícola e humano e fontes de poluição da região hidrográfica em questão. 4

23 II. Caracterização do Caso de Estudo II.1 Enquadramento Geográfico O aquífero de Torres Vedras ocupa uma área de cerca de 80 km 2 e localiza-se no distrito de Lisboa, abrangendo os concelhos de Torres Vedras, Cadaval e Alenquer (Figura II.1). Figura II.1 - Localização geográfica do sistema aquífero de Torres Vedras (Adaptado de SNIRH) A área aflorante reparte-se pelas folhas nºs 361, 362, 374 e 375 à escala 1/ dos Serviços Cartográficos do Exército. Está compreendida entre as coordenadas M de e m e coordenadas P de e m (Sistema de Coordenadas Militares Datum Lisboa). 5

24 II.2 Enquadramento Sócio-Económico Segundo o Plano Director Municipal (PDM), o crescimento populacional do Concelho de Torres Vedras tem sido suportado, essencialmente por um saldo migratório positivo, considerando-se, assim, um concelho atractivo. O desenvolvimento do concelho foi possibilitado por um conjunto de factores, dos quais se destacaram: prosperidade agrícola; topografia; fertilidade de solos; amenidade de clima; expansão e comercialização da cultura da vinha, quase transformada em monocultura, constituindo a principal fonte de riqueza da região (Torres Vedras é o maior produtor de vinho corrente da região e dos maiores do país). Relativamente aos dados demográficos do Concelho, estes foram obtidos através do PDM, que por sua vez teve como base dados estatísticos (definitivos) dos Censos de 1960 a O concelho de Torres Vedras manifestou, nos diversos recenseamentos populacionais, ao longo dos séculos XIX e XX, uma dinâmica demográfica positiva, exceptuando na déc. de 60 do séc. XX. Esta tendência positiva permaneceu com a passagem para o séc. XXI, atingindo os habitantes em 2001 (mais 7,5% do que em 1991) e os habitantes estimados para 2014 (Figura II.2). Figura II.2 - Concelho de Torres Vedras: População Residente Total entre 1864 e e População Residente Total Estimada para 2014 (in PDM, 2006)

25 A Tabela II.1 apresenta a população residente total no concelho em 1991 e em 2001, e ainda uma estimativa para 2014, ao nível das freguesias. Tabela II.1 - Concelho de Torres Vedras: População Residente Total em 1991 e 2001 e População Residente Total Estimada para 2014, por Freguesia Segundo o PDM (2006), a estrutura económica do concelho nas últimas três décadas, seguiu, em parte, as tendências nacionais, com um aumento do peso do sector terciário de 16,2% em 1960 para 47,1% em O peso do sector industrial seguiu uma tendência semelhante, mas a um ritmo menor. Em 1960 possuía um valor de 16% para em 1991 passar a representar 33,7%. Na agricultura, por sua vez, verificou-se o processo inverso. Em 1960 o seu peso era de 73,4%, enquanto que em 1991 o valor passou a ser de 19,2%. Este peso era, no entanto, muito superior à média do distrito que se situava em 2,7%. É nas empresas de pequena dimensão que se verifica, neste momento, um maior dinamismo, principalmente no que respeita à criação de postos de trabalho. 7

26 A densidade empresarial no concelho aumentou no período de 1985 a 1991 de 1,6 empresas por Km 2 para 2,6 por Km 2. Contribuiu para esta tendência, em grande parte, o aumento do número de empresas no sector comercial. A Agricultura continua a desempenhar um papel importante na economia do Concelho. A sustentação da base económica local tem como principal característica a integração existente entre os grandes sectores da actividade económica. Segundo o PDM (2006), a Superfície Agrícola Utilizada representava em 1989, 52% da área do concelho, sendo a dimensão média das explorações 2,95 hectares. Na actualidade, com o domínio na indústria a pertencer ao sector agro-alimentar e a crescente instabilidade do sector agrícola, predominam no entanto os mesmos pressupostos, que se baseiam numa actividade diversificada e com bons graus de integração entre sectores, onde a agricultura continua a ter importância central pelo seu impacto na indústria, comércio e serviços locais. No concelho de Torres Vedras a vinha é a cultura de maior tradição e também a mais importante economicamente. O concelho tem sido à escala nacional um dos maiores produtores de vinho e um dos principais centros vinícolas do país. A área ocupada por vinha representava, aquando do último recenseamento agrícola, 45% da superfície agrícola utilizada. Registe-se também, o crescimento da produção de pêra rocha e de hortícolas, verificando-se, no entanto, alguns estrangulamentos ao nível do escoamento dos produtos e das estruturas de comercialização. A produção hortícola tem registado recentemente um grande dinamismo, principalmente na cultura de hortícolas em estufa. Entre 1979 e 1988 a área ocupada por estufas terá passado de valores insignificantes para cerca de 225/250 ha, principalmente nas freguesias de Silveira e A-dos- Cunhados que, representam conjuntamente, perto de 90% da superfície de estufas do Concelho. A agricultura protegida tem grande importância, sobretudo, na faixa litoral dos concelhos de Torres Vedras (freguesias de Silveira, A-dos-Cunhados, S. Pedro Cadeira, Ponte do Rol e Campelos) e Lourinhã (freguesias de Lourinhã, Miragaia, Vimeiro, S. Bartolomeu e Reguengo Grande) cuja principal produção é o tomate e num segundo nível o feijão verde. A pecuária registou evolução positiva, sobretudo a suinicultura e avicultura. O desenvolvimento da pecuária tem motivado o surgimento de algumas unidades industriais de produção de rações e de transformação dos produtos pecuários. 8

27 II.3 Caracterização Climática O Atlas do Ambiente (via Agência Portuguesa do Ambiente, em atribui valores médios anuais de precipitação e evapotranspiração real para Portugal Continental, obtidos através de cartas a 1: do Serviço Nacional de Meteorologia. Os valores atribuídos para a área em estudo podem ser visualizados nas Figuras Figura II.3 e Figura II.4. Figura II.3 Valores de Precipitação anual, período de (fonte: Atlas do Ambiente) Figura II.4 Valores médios de Evapotranspiração Real (fonte: Atlas do Ambiente, data de execução: 1974) Importa referir a sazonalidade destes dois parâmetros, ocorrendo períodos de maior precipitação e menor evapotranspiração real nos meses de Inverno e períodos de menor precipitação e maior evapotranspiração nos meses de Verão. 9

28 Segundo o Instituto de Meteorologia, na zona do aquífero em estudo, o valor médio de temperatura do ar está compreendido entre 14,1ºC e 15ºC, atingindo mínimos de 5ºC no Inverno e máximos de 24ºC no Verão. II.3.1 Precipitação Reconhecendo o papel importante desempenhado pela precipitação na recarga do aquífero, seguese, como parte integrante da caracterização climática da zona onde o aquífero em estudo se insere, uma análise sucinta dos valores verificados na última década na estação de precipitação de Pragança (Figura II.5). Figura II.5 - Localização do ponto de monitorização de precipitação (Pragança) em relação ao aquífero de Torres Vedras 10

29 II Análise anual A análise anual da precipitação mensal no período de 1999/2000 e 2009/2010 pode ser visualizada no gráfico da Figura II.6. Figura II.6 Precipitação mensal entre o ano hidrológico de 1999/2000 e o de 2009/2010 (adaptado de SNIRH) Entre Outubro de 2000 e Fevereiro de 2001 a intensa precipitação (conforme se verifica na Figura II.6) foi responsável por cheias bastante graves que afectaram todo o país. Verificou-se um pico de 400 mm no mês de Dezembro. Em 2005, a precipitação foi escassa, mantendo-se abaixo dos 40 mm praticamente durante todo o ano. Este foi um período de seca extrema em Portugal Continental e salienta-se este período devido às suas repercussões nos recursos de água, nomeadamente subterrâneos, uma vez que sem precipitação a recarga destes encontra-se comprometida. 11

30 II Análise mensal O gráfico da Figura II.7 representa o comportamento da média da precipitação mensal de Outubro 1999 a Fevereiro de 2010, segundo os dados que constam no Relatório da Precipitação mensal na estação de Pragança. Figura II.7 Precipitação média mensal (1999/2010) (Adaptado de SNIRH) Verifica-se um máximo de cerca de 140 mm de precipitação no mês de Outubro e um mínimo de cerca de 9 mm para os meses de Julho e Agosto. Apesar de o mês de Fevereiro se mostrar menos chuvoso, a tendência geral é os valores mais altos de precipitação se verificarem nos meses de Inverno (Outubro a Abril), e os mais baixos nos meses mais quentes (Maio a Setembro). II Ano hidrológico 2009/2010 Importa referir o aumento significativo de precipitação nos meses de Novembro a Março do presente ano hidrológico. Como se pode observar na Figura II.8, nos referidos meses a precipitação excede a média, chegando a atingir 223mm em Dezembro, mês excepcionalmente chuvoso (mesmo assim muito abaixo do pico atingido a Dezembro de 2001). 12 Figura II.8 Estatísticas de precipitação na estação de Pragança no ano hidrológico 2009/2010 (Adaptado de SNIRH)

31 II.4 Enquadramento Geológico II.4.1 Estratigrafia O sistema aquífero de Torres Vedras abrange uma área geológica que se estende por quatro cartas geológicas à escala 1/ distintas, 30-A (Lourinhã), 30-B (Bombarral), 30-C (Torres Vedras) e 30- D (Alenquer). A formação aquífera mais importante é a Formação de Grés de Torres Vedras (Grés com vegetais fósseis, de Torres Vedras e Cercal), datada como pertencendo ao Cretácico Inferior. (Almeida et al, 2000) Na Bacia Mesozóica Ocidental Portuguesa predominam ass fácies marinhas. As rochas que se depositaram durante o Cretácico Inferior de Torres Vedras constituem um elemento mais ou menos individualizado de fácies continental, depositado num vasto período de regressão. (Neves Palma e Vieira da Silva, 1982). O Grés de Torres Vedras é constituído por arenitos feldspáticos e cauliníferos, com granulometria variável, em geral mal calibrados, com abundantes intercalações de lentículas argilosas, siltes e alguns níveis conglomeráticos. Segundo Neves Palma e Vieira da Silva (1982), as fácies gresosas e greso-argilosas de culminação do Jurássico Superior regional também integram o sistema aquífero. Em profundidade estes sedimentos jurássicos tornam-se, progressivamente, mais argilosos e ocorrem calcários gresosos, margas e calcários margosos, sendo difícil precisar a base do sistema aquífero (contacto Cretácico Inferior Jurássico Superior). A semelhança litológica entre as formações Cretácicas e as formações de idade Jurássica, tornam difícil a sua identificação em logs de sondagem. A espessura máxima da série sedimentar que suporta o sistema aquífero não deve ultrapassar os 250 m. Segundo os mesmos autores, os furos mais profundos captam fácies do topo do Jurássico, tornandoas parte integrante do sistema aquífero. Conforme se pode verificar na Figura II.9, o afloramento tem forma alongada, WSW-ENE, com dimensões médias de 20 km por 6 km (Neves Palma e Vieira da Silva, 1982). 13

32 Figura II.9 Enquadramento geológico do sistema aquífero de Torres Vedras (adaptado de Almeida, et al, 2000) A presença das numerosas lentículas argilosas, já referidas, conferem ao sistema aquífero um carácter confinado, multicamada, indicado também pelo facto de algumas captações apresentarem artesianismo repuxante na altura da construção, e trata-se também de um aquífero, predominantemente, do tipo poroso, com limites do tipo geológico pois são coincidentes com os limites entre unidades litológicas. O enquadramento geológico do sistema aquífero de Torres Vedras adaptado das cartas geológicas à escala 1/ A (Lourinhã), 30-B (Bombarral), 30-C (Torres Vedras) e 30-D (Alenquer), pode ser visualizado no Anexo II.1. 14

33 II.4.2 Tectónica Tectonicamente, o sistema aquífero de Torres Vedras está incluído numa estrutura importante, o anticlinal de Torres Vedras, que constitui a terminação ocidental do anticlinal de Montejunto. A falha de Montejunto, com uma orientação NE-SW, rodando progressivamente para a posição E-O, na região de Torres Vedras (falha de Torres Vedras) delimita os referidos anticlinais dos terrenos envolventes. Na região de Torres Vedras, a falha estabelece o limite entre os arenitos cretáceos da Formação de Grés de Torres Vedras e as formações do Jurássico superior a sul (Almeida et al, 2000). A estrutura geral do Cretácico Inferior de Torres Vedras é dominada por dobras sinclinais suaves, de grande raio de curvatura, orientadas a NW-SE, WNW-ESE e NE-SW. As camadas apresentam-se pouco inclinadas, geralmente menos de 10º, exceptuando-se as zonas marginais de contacto com o Jurássico, a Leste e a Sul (Vieira da Silva, 2010). O afloramento Cretácico apresenta dois sectores principais de mega-fracturação (Vieira da Silva, 2010): um sector Sul, fortemente fracturado, incluindo as povoações de Paul e Casal Corado e um sector centro-norte, aparentemente pouco tectonizado, provavelmente com fracturação crescente na aproximação à fronteira oriental (Serra de Montejunto). II.4.3 Modelo Litológico Dado o carácter multicamada do aquífero em estudo, proveniente da alternância entre argilas e grés mais ou menos argilosos na Formação de Grés de Torres Vedras, torna-se problemática a definição da localização e espessura das camadas aquíferas do mesmo. Uma das soluções apresentadas para o problema foi a elaboração de um modelo litológico, utilizando a ferramenta Rockworks (versão 14), inserindo as litologias indicadas nos 32 logs de sondagem aos quais houve acesso (Figura II.10). Os furos 361/3 e JK1A, apesar de não se encontrarem na área do aquífero, encontram-se dentro da grid do modelo realizado, pelo que foram inseridas as informações contidas nos seus logs, de modo a obter melhor interpolação de valores. 15

34 Figura II.10 - Localização dos Furos utilizados no Rockworks para a elaboração do modelo litológico do aquífero de Torres Vedras. RockWorks14 é uma ferramenta ampla de gestão integrada de dados geológicos, de análise e de visualização. Contém um gestor de dados de sondagem que permite a introdução fácil de informação relativa a: litologia, estratigrafia, geofísica e geoquímica, níveis de água e fracturas. A realização do modelo litológico permite a visualização de perfis verticais, um mapa geológico, onde a topografia intersecta a litologia à superfície e um diagrama 3D do modelo interpolado. As litologias consideradas são inseridas, considerando as profundidades a que ocorrem e o tipo de rocha correspondente. Uma das desvantagens deste modelo, ao contrário do modelo estratigráfico (que por ausência de dados estratigráficos não pode ser realizado), é que este não interpola superfícies entre unidades estratigráficas, não usando de ferramentas de modelação de superfície, mas sim de ferramentas de modelação de sólidos. O Rockworks usa de um algoritmo específico desenhado para interpolar a litologia a partir de intervalos de profundidade em cada furo para a realização de um modelo sólido que pode ser cortado verticalmente (para observação de perfis) ou horizontalmente numa superfície 2D ou num bloco tridimensional. O algoritmo utilizado pelo software referido funciona de modo semelhante ao método IQD (inverso da distância ao quadrado), só que o utilizador pode definir uma distância vertical entre cada nó, a partir dos quais os pontos reais deixam de ser usados para os pontos interpolados. A litologia inserida foi simplificada, dada a variedade de classificações dadas nos log a rochas argilosas e gresosas. Assim, para litologias argilosas a classificação dada foi de Argila, para camadas predominantemente gresosas/arenosas (independentemente da sua granulometria) foi dada a 16

35 classificação de Grés, para terrenos de cobertura e solo a classificação atribuída foi de Solo e as rochas predominantemente calcárias (Margas, Calcários, etc.) foram classificadas como Rochas Calcárias. Ao interpolar os limites entre as argilas e os grés mais arenosos, poderia ser possível a definição de camadas mais porosas e, consequentemente, definir camadas de carácter aquífero. No entanto, encontraram-se algumas dificuldades neste processo: 1. Após análise mais detalhada de alguns logs dos furos de captação, observou-se a colocação de ralos em níveis mais argilosos, que segundo entrevistas realizadas às empresas de captação (FARINHA et al., 2007), se encontravam mais fracturados e, consequentemente, preenchidos por água; 2. A topografia utilizada para a modelação foi interpolada a partir das cotas da boca de furo, o que apesar de não representar precisamente a realidade, obteve resultados satisfatórios; 3. O modelo litológico que o Rockworks fornece é bastante limitado, muito menos rico que o modelo estratigráfico, contudo, dado que estamos perante uma formação estratigráfica apenas, e muito esporadicamente duas, tornou inviável a realização deste modelo, que resolveria o problema das rochas margosas. A utilização do modelo estratigráfico condicionaria o modelo, impondo que esta litologia fosse modelada na base, que de acordo com a bibliografia são de idade Jurássica, logo da base do aquífero em estudo. O modelo litológico realizado teve como input as litologias referidas nos logs dos furos indicados na Figura II.11. As dimensões da grid do modelo e os parâmetros utlizados para a modelação do mesmo estão remetidos ao Anexo II.2. Figura II.11 - Representação do Modelo Litológico do Aquífero de Torres Vedras, realizado no Rockworks (representação dos furos a preto) 17

36 Analisando a Figura II.11, sendo que o eixo y corresponde ao Norte geográfico, verifica-se que existem zonas onde a informação é escassa, as zonas SW, SE e nos limites da área do aquífero. Tal como referido anteriormente, obtiveram-se alguns problemas na modelação das rochas calcárias, que se acredita pertencerem ao Jurássico. Estas (a amarelo), não deviam aflorar, sendo expectável encontrar esta camada a profundidade. Realizaram-se 3 perfis com orientação W-E e 4 com orientação SW-NE, pois estas parecem ser as duas direcções preferenciais da disposição espacial dos furos. O alongamento das formações Cretácicas a que pertence o aquífero em estudo também é SW-NE, conforme descrito anteriormente. A localização dos perfis pode ser observado na Figura II.12, os perfis podem ser observados na Figura II.13 e Figura II.14. Figura II.12 Localização dos furos de captação utilizados para a modelação litológica do aquífero de Torres Vedras (a azul) e localização dos perfis geológicos realizados: a vermelho N-S e a verde SW-NE. 18

37 Figura II.13 - Perfis Litológicos com orientação W-E. 19

38 20 Figura II.14 - Perfis Litológicos com orientação SW-NE.

39 Ao analisar a Figura II.13 e Figura II.14, nomeadamente os perfis 1, 2, 4 e 5, a camada de calcários é modelada a cerca de 200 metros de profundidade. Como já foi referido anteriormente, a base do Cretácico assenta sobre o Jurássico superior, existindo furos que captam simultaneamente as formações Cretácicas e as formações gresosas Jurássicas, que assentam sobre formações calcárias. A base do aquífero pode então ser estimada a partir desta camada. Embora o modelo litológico seja útil para interpretar a alternância de litologias argilosas com outras de carácter mais arenoso, assim como para tentar interpretar a base do aquífero, este não foi útil na definição de camadas aquíferas. No entanto, permite a interpolação das litologias aflorantes, de grande utilidade para a determinação de áreas preferenciais de recarga e do material aquífero aflorante, pontos descritos numa fase posterior deste trabalho, aquando da avaliação da vulnerabilidade à poluição. II Posicionamento dos ralos O critério usado com mais frequência no dimensionamento dos tubos ralos é o da velocidade de entrada de água no furo uma vez que se pretende o máximo de produtividade (mantendo o regime laminar porque o regime turbulento provoca a situação inconveniente de arrastamento de partículas para os ralos). Assim, em aquíferos estratificados como o caso em estudo, os ralos devem ser colocados nas camadas mais permeáveis. Acresce salientar que os furos estudados apresentam ralos quer em camadas de grés, quer de argila, uma vez que a fracturação inerente à argila lhe atribui porosidade secundária, permitindo o aproveitamento das camadas argilosas, usualmente de carácter impermeável. O posicionamento dos ralos dá-nos informação sobre a localização preferencial das camadas com potencial aquífero. No presente estudo, para a caracterização da base do aquífero, teve-se como referência o posicionamento do último ralo de cada furo, interpolando a base para a toda a área em estudo pelo método IDW (Inverse Distance Weighted Ponderação inversa à distância) (Figura II.15). Figura II.15 Interpolação pelo método IDW da base do aquífero pela profundidade do último ralo dos furos de captação. 21

40 Conforme se pode verificar pela Figura II.15, a profundidade do último ralo dos furos usados para a interpolação está maioritariamente no intervalo dos -100 a -50 m. II.5 Hidrografia de Superfície O aquífero Cretácico de Torres Vedras está inserido na Bacia Hidrográfica das Ribeiras do Oeste. Como se pode observar pela Figura II.16, na área ocupada pelo aquífero de Torres Vedras destacamse duas linhas de águas principais, o Rio Sizandro e o Rio Alcabrichel, ambos de regime sazonal, sendo que a área correspondente ao aquífero de Torres Vedras tem associado às suas principais linhas de água as sub-bacias hidrográficas do Rio Sizandro e Rio Alcabrichel. Figura II.16 Principais linhas de água no aquífero Torres Vedras (fonte: Atlas do Ambiente, 1989) Os rios e ribeiras existentes têm sentido de escoamento Este-Oeste com maior caudal no Inverno, coincidindo com o período de maior precipitação, e de menor caudal no Verão, praticamente sem significado em anos secos (FARINHA et al., 2007). A sub-bacia do Rio Sizandro desenvolve-se quase totalmente fora da área em estudo, segundo Neves Palma e Vieira da Silva (1982), os afluentes da margem Norte que se desenvolvem dentro das formações Cretácicas, apenas contribuem através de escorrência directa. Os mesmos autores acrescentam que, dado o grande desenvolvimento da rede de drenagem (observável nas cartas militares a 1/25 000), a recarga por inflitração deve ser difícil. Os principais cursos de água revelam, nos troços terminais, uma sobre escavação do seu vale, posteriormente preenchida por aluviões, que lhes conferem o aspecto de corredores aplanados, 22

41 muitas vezes sinuosos e densamente aproveitados agricolamente. No passado, uma das funções comuns a quase todos estes cursos de água foi a de receber os efluentes urbanos, de instalações agro-industriais e de outras unidades industriais. A situação tem-se alterado e há a pretensão a curto prazo de elevar a qualidade pelas intervenções programas ou já efectuadas (FARINHA et al., 2007). II.6 Enquadramento Hidrogeológico O aquífero em estudo está inserido na Orla Mesocenozóica ocidental, uma das unidades morfoestruturais em que se decompõe o território continental português (Figura II.17). O aquífero de Torres Vedras (O25) está, assim, inserido numa unidade onde se encontram 27 sistemas aquíferos individualizados (Figura II.17), em que as principais formações aquíferas são constituídas por rochas detríticas terciárias e quaternárias (areias, areias de duna, terraços, aluviões, etc.), arenitos e calcários cretácicos e calcários do Jurássico. Figura II.17 Unidades Hidrogeológicas de Portugal Continental e Sistemas aquíferos situados na Orla Ocidental (fonte: SNIRH) 23

42 II.6.1 Inventário dos Pontos de Água Para a caracterização do aquífero em estudo, partiu-se de um conjunto de dados inicial, através de informação recolhida nos Serviços Municipalizados de Água e Saneamento de Torres Vedras (SMASTV), na Administração da Região Hidrográfica (ARH) do Tejo e na base de dados do Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos (SNIRH). O conjunto de dados inicial consistiu numa lista de 18 furos de abastecimento municipal (indicados pelos SMASTV, dos quais apenas 11 exploram o aquífero em estudo) e numa lista de 148 captações (a grande maioria furos e alguns poços) de que a ARH Tejo tem conhecimento que existam na área onde se insere o aquífero de Torres Vedras (Figura II.18), cujos códigos consistem no número da carta militar onde estão inseridos (361, 362, 374 ou 375), seguidos do número de inventário interno (ex.: 374/68 Carta militar 374, número de inventário 68). Para além destes, obtiveram-se valores de piezometria e de qualidade no período , através da rede de Quantidade e da rede de Vigilância, disponíveis no SNIRH, totalizando 162 captações inventariadas na área do aquífero. Os dados iniciais disponíveis para o conjunto de captações recolhido não foram constantes. Para a totalidade das captações foi indicada a localização, incluindo coordenadas M e P, e para a maioria a sua finalidade (para 29 furos a finalidade é desconhecida). A localização das captações pode ser visualizada na Figura II.18. Figura II.18 - Localização das captações inventariadas, por finalidade, no aquífero de Torres Vedras 24

43 Conforme se pode verificar pelo gráfico da Figura II.19 e pela Tabela II.2, a maioria das captações são destinadas à Rega (33%), seguidas da Actividade Industrial (20%) e só depois para consumo humano (incluí as captações de abastecimento municipal). Tabela II.2 Distribuição das captações inventariadas por finalidade. Finalidade nº de Captações Rega 54 33% Actividade Industrial 33 20% Finalidade Desconhecida 29 18% Abastecimento Municipal 11 7% Monitorização 8 5% Consumo Humano 7 4% Exploração Animal 7 4% Rega e Actividade Industrial 6 4% Rega e Exploração Animal 4 2% Consumo Humano e Rega 3 2% TOTAL % 2% Rega 2% Actividade Industrial 4% Finalidade Desconhecida 4% Abastecimento Municipal 4% 34% 5% Monitorização 7% Consumo Humano Exploração Animal Rega e Actividade Industrial 18% 20% Rega e Exploração Animal Consumo Humano e Rega Figura II.19 Representação gráfica da distribuição das captações inventariadas por finalidade O Nível Hidrodinâmico (NHD) e o Nível Hidroestático (NHE) são indicados para 41 furos. O primeiro consiste no nível piezométrico (em metros) quando uma captação está em funcionamento, enquanto que o segundo se refere ao mesmo nível quando não se encontra nenhuma captação activa. 25

44 Para 56 furos há indicação do caudal de ensaio (Q ens, em L/s). O caudal específico (Q esp, em L/s/m), ou seja, a razão entre o caudal de água bombeado numa captação e o rebaixamento nela produzido para o obter, é indicado em 6 captações. Valores de transmissividade (T, em m 2 /d), condutividade hidráulica (K, em m/d) e rebaixamento máximo disponível (S máx_disp, em m) estão apenas disponíveis para 6 furos, que correspondem a captações de abastecimento municipal. Para a elaboração do modelo litológico utilizaram-se os furos que tinham logs de sondagem, anteriormente referidos. II.6.2 Piezometria Por definição, níveis piezométricos correspondem aos níveis da água subterrânea presentes num aquífero, num determinado período de tempo e local. Os níveis piezométricos de um aquífero são medidos através de captações verticais. Estas medições são efectuadas regularmente, separadas por um determinado intervalo de tempo entre elas. Para o caso do aquífero em estudo, no SNIRH podem ser observados os valores obtidos por monitorização dos níveis piezométricos desde 2000 em 4 estações de monitorização da Rede de Quantidade (Figura II.20). A evolução do nível piezométrico nos últimos 10 anos não mostrou grandes variações. A partir da média da cota piezométrica para o ano hidrológico 2009/2010 para cada um dos pontos de monitorização, interpolaram-se por krigagem normal, cotas piezométricas para toda a área do aquífero, usando a ferramenta Surfer (versão 9). O mapeamento gerado para a piezometria e a localização das estações da rede piezométrica podem ser observados nas Figura II

45 Figura II.20 Representação bidimensional (em cima) e tridimensional (em baixo) da piezometria interpolada por krigagem normal, para toda a área em estudo, a partir dos dados da Rede de Quantidade. Setas a azul a indicar o sentido de fluxo. Como se pode verificar pela Figura II.20, no Sistema Aquífero de Torres Vedras, o ponto de água com menor valor de superfície piezométrica trata-se do 374/130. A direcção de fluxo (setas a azul) também converge para esse local (de NE-SW e de NW-SE). A profundidade média do nível freático nesse local é de 8,08 m, e dada a sua aproximação ao Rio Sizandro (Figura II.16), poderá ser um indicador que neste local ocorrem fenómenos de alimentação do rio por parte do aquífero. 27

46 Segundo o PBHRO (2001), existem variações bruscas em níveis medidos em captações próximas. Como se trata de um sistema multicamada, é provável que cada camada captada seja caracterizada por um nível próprio. A topografia da região em estudo, obtida através do Modelo Digital do Terreno, pode ser visualizada na Figura II.21. Figura II.21 Topografia da area em estudo (fonte: Modelo Digital do Terreno). As cotas variam entre 213 m e 19 m (sendo as cotas mais baixas coincidentes com as linhas de água). Comparando a carta piezométrica (Figura II.20) e a carta topográfica (Figura II.21), o sentido de fluxo é concordante com a topografia, exceptuando na zona do Rio Alcabrichel (entre Ramalhal e Maxial). Seria então de interesse um ponto na rede de monitorização do nível piezométrico entre as captações 362/99 e a 362/86 para confirmar a direcção de fluxo neste sentido. II.6.3 Transmissividade A transmissividade, que está relacionada com a capacidade do meio de transmitir água, para o sistema aquífero de Torres Vedras situa-se entre os 2,5 e os 400 m 2 /dia (Almeida et al,, 2000), embora Neves Palma e Vieira da Silva atribuam valores na ordem dos 10 aos 200 m 2 /dia. A grande variabilidade deste parâmetro está relacionada com a heterogeneidade do sistema, que é multicamada, com abundantes lentículas de argila. Os dados disponíveis para este parâmetro, aquando do inventário dos pontos de água existentes, são escassos (apenas para 6 captações). Neves Palma e Vieira da Silva estimaram valores de Transmissividade, mediante diagramas semilogarítmicos de Jacob. Para a interpolação da transmissividade para toda a área do aquífero (Figura II.22), usaram-se também 15 dos valores obtidos por estes autores. 28

47 Figura II.22 Interpolação da Transmissividade por IDW para toda a área do aquífero Conforme se pode verificar pela Figura II.22, os valores de transmissividade são muito heterogéneos, sendo que os mais altos ocorrem tendencialmente a W do aquífero. 29

48 II.6.4 Produtividade Os caudais (Q - L/s) conhecidos, produzidos pelos furos que captam o sistema, podem ser caracterizados pelos estatísticos básicos, expressos na Tabela II.3. Tabela II.3 Estatísticos Básicos da produtividade, expressa em Caudal - Q (L/s) Média Desvio Padrão Mínimo Q1 Mediana Q3 Máximo 5,1 4,4 1,1 2,2 3,9 5,7 20,0 Conforme se verifica pela análise da Tabela II.3, os furos que exploram o aquífero de Torres Vedras não têm uma produtividade muito alta, apresentando caudais entre 1,1 e 20 L/s, sendo a mediana de 3,9 L/s. A representação em bloxplot pode ser visualizada na Figura II.23. Figura II.23 Representação em bloxplot dos dados de produtividade em Caudal (l/s) 30

49 Vieira da Silva (2010) considera 2 classes de captações: furos intermédios, captando até à cota aproximada de -100 m (relativamente à cota zero das cartas militares, 1/25 000) e furos profundos, captando a mesma sequência sedimentar dos intermédios, mais as camadas produtivas subjacentes à cota -100 m, até um máximo de m. Neves Palma e Vieira da Silva (1982) atribuem maiores transmissividades e menores caudais específicos no Ramalhal e Maxial, concluindo que a primeira centena e meia de metros de sedimentos tem melhor produtividade do que as camadas inferiores do sistema aquífero. Interpolando (pelo método IDW) os valores conhecidos para toda a área em estudo, obtém-se o mapa expresso na Figura II.24. Figura II.24 Interpolação da Produtividade, expressa em Caudal Q (l/s) para toda a área em estudo Conforme se verifica na Figura II.24, as regiões a sudoeste e a este do sistema são caracterizadas por maiores caudais. Segundo Almeida et al. (2000), deve-se ao facto de serem regiões com fracturação mais intensa e menor conteúdo em argila. 31

50 II.7 Rede de Vigilância No que respeita à qualidade da água para consumo humano, o SNIRH fornece informação (para a condutividade, nitratos, ph, azoto amoniacal e cloretos, entre outros parâmetros) para 8 pontos de água localizados na área respeitante ao aquífero de Torres Vedras, sendo que os últimos dados disponíveis no decorrer do presente estudo se referem ao ano de Na Tabela II.4 identificam-se os furos para os quais existem os dados referidos e suas características e localização. Tabela II.4 Pontos de amostragem de qualidade da água e sua localização (fonte: SNIRH) Estação de Monitorização Localização Freguesia Tipo de Ponto de Água 362/6 Ramalhal Ramalhal Furo Vertical (AC22) 362/130 Abrunheira Ramalhal Poço 362/131 Maxial Maxial Poço 362/132 C. Passadeiras Outeiro da Cabeça Poço 374/129 Casal da Pintora Torres Vedras (S. Pedro e Santiago) Poço 374/130 Matos Velhos Torres Vedras (S. Pedro e Santiago) Poço 374/5 (1) Torres Vedras Torres Vedras (S. Pedro e Santiago) Furo Vertical (JK14) 362/13 (1) Maxial Maxial Furo Vertical (JK1B) 374/7 (2) Torres Vedras Torres Vedras (S. Pedro e Santiago) Furo Vertical (1) (2) Período de análises: Data de análise: Março de 2003 O mapeamento destes pontos é descrito em pormenor aquando do estudo hidroquímico das águas em estudo. A análise e classificações da qualidade são realizadas de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98, de 1 de Agosto, com as alterações impostas pelo Decreto-Lei n.º 306/2007, de 27 de Agosto, e baseiamse nos parâmetros analíticos determinados pelo programa de monitorização e vigilância operada pela CCDR (Comissão de Coordenação e Desenvolvimento Regional). 32

51 II.8 Caracterização do Abastecimento Segundo informação disponibilizada pelos Serviços Municipalizados de Água e Saneamento de Torres Vedras (SMASTV), o abastecimento de água em 2009, para o Concelho de Torres Vedras, caracterizou-se pelos seguintes indicadores: Número de utentes: Taxa de cobertura do abastecimento domiciliário: 99,7% Volume de água fornecida: m 3 Perdas (diferença entre a água distribuída e a água fornecida): 20,13% II.8.1 Água Distribuída (Produzida) Até há relativamente pouco tempo, na região de Torres Vedras, as águas subterrâneas constituíam a principal origem de água para abastecimento público, actividades agrícolas, industriais e outras actividades económicas. Nos últimos anos esta situação tem-se invertido, passando a albufeira de Castelo de Bode a principal origem de água captada para abastecimento público. A água distribuída pelos SMASTV é fornecida "em Alta" (considera apenas o fornecimento até à entrada do depósito municipal) pela empresa Águas do Oeste SA, e provem das captações da albufeira de Castelo de Bode, Olhos de Água e poços de Alenquer e Ota. Existem ainda 8 captações locais que contribuem para o abastecimento municipal (Tabela II.5). Tabela II.5 Captações de água subterrânea no Concelho de Torres Vedras (fonte: Projecto INSAAR, 2007) População Total Designação Entidade Localização Freguesia Servida do Furo Gestora (Habitantes) AC AC3 363 Campelos Campelos JK2 363 JK1A 501 AC Ramalhal Ramalhal S.M.A.S. AC de Torres São Pedro e Santiago Vedras PS1 26 (Torres Vedras) Casal Corado Sta. Maria e S. Miguel JK14 25 (Torres Vedras) 33

52 Para além dos furos referidos na Tabela II.5, existem ainda mais 10 furos de abastecimento municipal, um dos quais ainda se encontra activo, o JFF1 (Cabeça Gorda), e um que se encontra desactivado desde 2000, o JFF5 (Dois Portos). Os furos MA1 (Monte Redondo) e JK1B (Maxial) encontram-se de reserva. Foi pedida, por parte dos SMASTV, licenciamento para o furo JFF13 (Vila Seca). Os furos de abastecimento municipal que se encontram situados no aquífero de Torres Vedras estão localizados na Figura II.25. Figura II.25 - Localização dos furos de captação de abastecimento municipal no aquífero de Torres Vedras Segundo dados publicados no Relatório de Actividades de 2009, pelo SMASTV, o volume de água introduzido nos sistemas do Município de Torres Vedras atingiu, em 2009, m 3. A água adquirida à AdO totalizou, no mesmo ano, os m 3. 34

53 A evolução do volume de água distribuído anualmente nos últimos 4 anos, bem como as respectivas origens, pode ser observado na Tabela II.6. Tabela II.6 - Evolução do volume de água distribuído anualmente, nos últimos 4 anos e respectivas origens (fonte: SMAS de Torres Vedras) ORIGEM Campelos Furos JK1A, AC20, AC3, JK2, JFF1 Ramalhal Furos AC22, AC 23 Cidade Furos PS1 e JK14 EPAL/AdO (T. Vedras) m 3 % m 3 % m 3 % m 3 % ,36% ,22% ,85% ,97% ,48% ,42% ,13% ,17% ,14% ,03% 0 0,00% 0 0,00% ,88% ,18% ,88% ,50% Municípios Vizinhos ,14% ,16% ,15% ,36% TOTAL ,00% ,00% ,00% ,00% Projectando o volume total distribuído ao longo dos 4 anos, obtemos o gráfico da Figura II.26. A sua análise permite verificar que houve uma subida do volume de água distribuído desde 2006, tendo este decrescido em Figura II.26 Evolução do volume de água (em milhões de m 3 ) distribuído no último quadrénio no Município de Torres Vedras. 35

54 Projectando o volume de água distribuído em 2009 por origem: AdO, Captações próprias e Municípios vizinhos, obtém-se o gráfico da Figura II.27. Figura II.27 Percentagem do volume de água distribuído em 2009 por origem Como se pode verificar pela análise do gráfico da Figura II.27, as captações municipais contribuem de forma pouco significativa. Segundo o Relatório de actividades dos SMASTV de 2009, este regime adoptado de exploração pretende garantir a sua operacionalidade em caso de rotura da conduta da AdO. Os volumes mensais por captação (em m 3 ) captados em 2009 foram dados a conhecer pelo SMAS, e podem ser visualizados na Tabela II.7. Segundo esta fonte, não existiram volumes captados em 2009 nas seguintes captações: JK14 e PS1 (Casal Corado/Vale de Canas) e JFF1 (Cabeça Gorda). Tabela II.7 Volumes mensais de água subterrânea captada em 2009, por captação (fonte: SMASTV) Volume de água subterrânea captado em 2009 (m 3 ) Mês\ Furo AC3 AC20 AC22 AC23 JK1A JK2 Total Janeiro Fevereiro Março Abril Maio Junho Julho Agosto Setembro Outubro Novembro Dezembro Total

55 Através da análise da Tabela II.7, verifica-se que os recursos próprios (captações de abastecimento municipal) contribuíram com m 3, os quais distribuídos em percentagem por captação podem ser visualizados no gráfico da Figura II.28. Figura II.28 Volumes totais de água captada em 2009 (m 3 ), por captação Através da análise da Figura II.28, verifica-se que as captações que mais contribuem para o volume total de água extraída são as AC3 e JK1A (Campelos), enquanto que o menor volume de água captado para o ano referido é das captações AC22 e AC23 (Ramalhal). A distribuição mensal de volume de água captada em 2009 pelas captações de abastecimento municipal está representada no gráfico da Figura II.29. Figura II.29 Volume de água mensal (m 3 ) captado pelas captações de abastecimento municipal, para o ano de 2009 Pela análise do gráfico da Figura II.29, verifica-se que no ano de 2009, Setembro é o mês com maior volume de água extraído (9368 m 3 ), logo seguido pelos meses de Abril (8701 m 3 ) e de Maio (8126 m 3 ), enquanto que os meses onde se extraiu menos água das captações de recurso próprio corresponderam aos meses de Outubro (3005 m 3 ) e Dezembro (3252 m 3 ). 37

56 II.8.2 Água Fornecida O volume de água fornecido a utentes do SMAS de Torres Vedras atingiu, segundo o Relatório de Actividades de 2009, m 3. A água fornecida teve em 2009, a seguinte distribuição (Tabela II.8): Tabela II.8 - Volume de água fornecida no Município de Torres Vedras, em 2009 (fonte: SMASTV) Água Vendida Tipo de Consumo m 3 % UTENTES DIRECTOS Doméstico ,92% Não doméstico ,25% Estado ,53% Entidades sem fins lucrativos, autarquias e escolas ,41% Rega ,73% Consumo Próprio ,05% OUTROS FORNECIMENTOS C.M. Lourinhã 753 0,02% C.M.T.V. através de cisterna ,05% Particulares 261 0,01% Fontanários ,04% TOTAL ,00% Através da análise da Tabela II.8, verifica-se que o consumo de utentes directos representa a maioria do volume de água vendido. Projectando o volume de água vendida por tipo de consumo, obtemos o gráfico da Figura II.30, onde se verifica que a maioria da água vendida é para uso doméstico e não doméstico (utentes directos). Figura II.30 Percentagem de água vendida por tipo de consumo, em 2009 (fonte: SMASTV) 38

57 II.8.3 Número de Utentes O número de utentes é considerado tendo em conta o número de contadores existente no concelho. Este, segundo o Relatório de Actividades do SMASTV de 2009, tem vindo a sofrer um ligeiro acréscimo desde De em 2006, para utentes em 2009, este aumento representa um acréscimo de 446 utentes (1,13%). Relativamente à distribuição por tipo de consumo verificado no período de , através da análise da Tabela II.9, e visualizando o gráfico da Figura II.31, verifica-se que o consumo doméstico é o dominante, representando 88,62% do consumo total, seguido do consumo Industrial/Comercial, com representação de 8,81%. As entidades sem fins lucrativos/autarquias representam 2,21% do total de contratos de abastecimento do SMASTV. Tabela II.9 Número de utentes em 2009 por tipo de consume (fonte: SMASTV) 2009 Tipo de Consumo nº utentes % Doméstico ,62% Industrial/Comercial ,81% Entidades s/ fins lucrativos e autarquias 885 2,21% Estado 64 0,16% Empreendimentos turísticos 1 0,00% Rega 8 0,02% Próprio 28 0,07% Fontanário 42 0,11% TOTAL ,00% Figura II.31 Percentagem de utentes em 2009 por tipo de consumo (fonte: SMASTV) 39

58 II.8.4 Controlo da Qualidade da Água e Zonas de Abastecimento Os SMAS de Torres Vedras cumprem o dever de abastecer de água a população do Concelho de Torres Vedras, em conformidade com o disposto no Decreto-Lei nº 306/07, de 27 de Agosto (Monitorização da Qualidade da Água para Consumo Humano). No controlo da qualidade da água para consumo humano são definidos anualmente o Programa de Controlo da Qualidade da Água de Consumo Humano (PCQA) e o Programa de Controlo Operacional (PCO). As origens da água distribuída no Concelho de Torres Vedras definem 5 Zonas de Abastecimento, conforme a Figura II.32: Figura II.32 Zonas de abastecimento (ZA) de água no Concelho de Torres Vedras (fonte: SMASTV) Cada zona tem misturas de águas de origens diferentes, que podem ser verificadas na Tabela II.10, assim como o número de habitantes que servem e uma estimação para 2010 do volume (m 3 /dia) necessário. 40 Tabela II.10 Zonas de abastecimento de água no Concelho de Torres Vedras, população servida e volume estimado para 2010 (fonte: SMASTV) Designação Origem da água População Servida (hab.) Volume (m³/dia) estimado para 2010 ZA1 - Geral Água EPAL ZA2 - Eixo Ramalhal / Maceira ZA3 - Eixo Campelos/Cabeça Gorda/Outeiro da Cabeça Água EPAL + Furo AC22 e AC23 Água EPAL + Furos Campelos ZA4 - Patameira/Soalheira/Casais Tojais Munícipios Vizinhos ZA5 - Casal Velho da Igreja (Maxial) 24 3

59 II.9 Indústria, Agricultura e Regadio As extracções de água subterrânea para rega e indústria são difíceis de estimar por falta de informação actualizada. Provavelmente não excederão os 7hm 3 /ano (Almeida et al., 2000). De acordo com os dados inventariados, existem pelo menos 67 captações com destino à rega e 39 com destino a actividades industriais, números que deverão ser bastante superiores dada a proliferação de furos e poços não licenciados que existe na região (FARINHA et al., 2007), especialmente nas zonas hortícolas. Por vezes estes furos demasiado próximos interferem reciprocamente na respectiva exploração. No Concelho de Torres Vedras há uma grande preponderância de sistemas de rega individuais em relação aos colectivos tradicionais. Segundo o PBHRO (2001) estes ocupam ha e 950 ha respectivamente. É ainda de frisar que não existem sistemas de rega colectivos de iniciativa pública. As origens de água para fins de irrigação são maioritariamente poços, furos, charcas e cursos de água (sendo que nos meses de Verão, o caudal dos rios não é suficiente) (Farinha et al., 2007). 41

60 42

61 III. Qualidade da Água Subterrânea III.1 Enquadramento Legal O Decreto-Lei n.º 243/2001, de 5 de Setembro, que transpôs para ordem jurídica interna a Directiva n.º 98/83/CE, do Conselho, de 3 de Novembro, relativa à qualidade da água destinada ao consumo humano, manteve aspectos fundamentais do anterior diploma, o Decreto Lei n.º 236/98, de 1 de Agosto. Este definia já o essencial das obrigações das entidades gestoras. Relativamente ao anterior diploma legal, o Decreto-Lei n.º 243/2001, de 5 de Setembro, modificou a lista dos parâmetros a realizar, alterou alguns valores paramétricos e abordou de uma forma mais racionalizada o controlo dos pesticidas. A necessidade de proceder à definição de uma abordagem mais racionalizada para as zonas de abastecimento com volumes médios diários inferiores a 100 m 3,nomeadamente no que respeita à frequência de amostragem e a necessidade de garantir a desinfecção como processo de tratamento para a redução da ainda elevada percentagem de incumprimentos dos valores paramétricos relativos aos parâmetros microbiológicos, levou à revisão do Decreto-Lei n.º 243/2001, através do Decreto-Lei n.º 306/2007 de 27 de Agosto. As tabelas usadas para a realização deste estudo constam maioritariamente no Decreto Lei n.º 236/98, por não terem sido alterados os valores paramétricos respeitantes nos diplomas posteriores. Relativamente à protecção das águas contra a poluição causada por nitratos de origem agrícola, está em vigor o Decreto-Lei n.º 68/99 de 11 de Março, que veio alterar o Decreto-Lei n.º 235/97 de 3 de Setembro, e que transpõe para o direito interno a Directiva n.º 91/676/CEE, do Conselho, de 12 de Dezembro. O Decreto-Lei n.º 236/98 define qualidade da água como o conjunto de valores de parâmetros físicos, químicos, biológicos e microbiológicos da água que permite avaliar a sua adequação para determinados usos directos ou potenciais. Para tal, este diploma estabelece para determinados parâmetros, de acordo com a finalidade da água, Valores Máximos Admissíveis (VMA), que são definidos como valor de norma de qualidade que não deverá ser ultrapassado e/ou Valores Máximos Recomendados (VMR), cuja definição é valor de norma de qualidade que, de preferência, deve ser respeitado e não excedido. A secção II do Decreto-Lei n.º 236/98 aplica-se às águas doces subterrâneas utilizadas ou que se destinem a ser utilizadas para a produção de água para o consumo humano. Segundo o mesmo Decreto-Lei, Considerar-se-ão aptas para poderem ser utilizadas como origem de água para a produção de água para consumo humano as águas subterrâneas que apresentem qualidade superior ou igual à da categoria A1 das águas doces superficiais destinadas à produção de água para consumo humano (Anexo I), correspondendo-lhes o esquema de tratamento indicado no Anexo II para aquela categoria de águas, com as devidas adaptações. 43

62 Refere ainda o mesmo Decreto-Lei que as águas subterrâneas cuja qualidade seja inferior à da categoria A1 das águas doces superficiais não podem ser utilizadas para a produção de água para consumo humano, salvo quando tal seja expressamente autorizado, perante a falta de alternativas técnica e economicamente viáveis, e desde que a água seja sujeita a um esquema de tratamento idêntico ao exigido no Anexo II para águas doces superficiais da categoria em que seriam classificadas atenta a sua qualidade, com as devidas adaptações, ou se, por mistura, ficar assegurado que a água distribuída para consumo humano possui qualidade conforme com as respectivas normas de qualidade (Anexo VI). Relativamente ao estado químico das águas destinadas à rega, no presente estudo seguem-se os critérios propostos pelo USSLS (United States Salinity Laboratory Staff, 1954). Usando o diagrama de Riverside. 44

63 III.2 Fácies Hidroquímica Os valores para determinação da fácies hidroquímica e da qualidade da água do aquífero de Torres Vedras foram obtidos através do SNIRH, no âmbito da rede de vigilância da qualidade hidroquímica descrita aquando da Caracterização do Caso de Estudo. O período analisado corresponde a A periodicidade das análises realizadas é maioritariamente semestral (em Março/Abril e em Setembro/Outubro de cada ano), no entanto, nem todos os elementos são analisados com a mesma periodicidade, havendo mesmo estações com muito poucos dados. Os valores analisados de sódio, bicarbonato e potássio são em número muito baixo. A análise da distribuição vertical das características químicas não foi possível, uma vez que os furos captam provavelmente diversos níveis produtivos, criando a possibilidade de mistura de águas presumivelmente diferentes (Neves Palma e Vieira da Silva, 1982). A estatística descritiva dos principais parâmetros analisados está representada na Tabela III.1. Tabela III.1 Valores dos estatísticos básicos principais das colheitas efectuadas na rede de Qualidade do Aquífero de Torres Vedras entre Março de 2001 e Setembro de 2009; valores em mg/l, salvo indicado. Parâmetros n Média Mínimo Q1 Mediana Q3 Máximo Variância Condutividade ,12 200,00 368,25 554,50 758,00 962, ,68 (µs/cm) ph 94 6,47 3,80 5,60 6,75 7,30 8,50 1,24 Dureza Total ,68 18,86 76,07 119,77 254,32 356, ,50 (mg/l CaCO 3 ) K ,95 1,10 3,40 5,50 9,00 13,50 13,22 Ca ,47 6,30 12,43 24,00 76,40 110, ,66 Mg ,66 0,40 9,13 13,00 18,30 36,10 56,17 - HCO ,43 12,00 26,00 121,00 245,75 293, ,80 2- SO ,71 5,30 21,00 34,00 79,00 154, ,72 Cl ,73 27,20 72,00 80,00 115,00 169, ,42 - NO ,01 0,08 0,82 1,15 3,50 61,98 89,44 Na ,33 34,00 49,25 68,00 76,20 144, ,11 Ferro Total 66 1,77 0,05 0,08 0,35 1,89 34,75 21,73 Através da análise da Tabela III.1, salientam-se os seguintes aspectos principais: A mineralização das águas analisadas é média a alta, com uma mediana de condutividade eléctrica de 554,5 mg/l. A captação 362/132 é a que apresenta valores de mineralização mais baixos; O ph é essencialmente neutro/ácido, mas com grandes variações, ocorrendo águas muito ácidas (captação AC22 e 374/130) e outras neutras/básicas (máximo de 8,5 e mínimo de 3,8), sendo o intervalo interquartis entre 5,6 e 7,3; 45

64 Existe um grande intervalo de dureza das águas (mínimo 18,86 e máximo de 356,49 mg/l de CaCO 3 ); As medianas dos iões cloreto (80 mg/l), sulfato (34 mg/l), sódio (68 mg/l) e ferro (0,35 mg/l) excedem os valores máximos admissíveis (VMA) para água de consumo humano, segundo o Decreto-Lei n.º 236/98 (Anexo IV); A captação AC22 destaca-se das restantes por possuir valores de ph e de dureza muito baixos, o que é um indicador de uma água fortemente agressiva ao calcário. Os furos que apresentam ph mais baixos apresentam menores valores de condutividade eléctrica. As fácies hidroquímica predominantes no sistema aquífero de Torres Vedras são cloretada sódica e bicarbonatada cálcica (Tabela III.2), conforme se pode observar no diagrama de Piper na Figura III.1. Tabela III.2 Distribuição da fácies por estação de monitorização da rede Qualidade do aquífero de Torres Vedras. Estação de Monitorização Fácies Profundidade (m) AC22 (362/6) Cloretada Sódica 141 JK1B (362/13) Cloretada Sódica /130 Bicarbonatada Cálcica s.d. 362/131 Bicarbonatada Cálcica s.d. 362/132 Cloretada Sódica s.d. JK14 (374/5) Bicarbonatada Sódica /129 Cloretada Sódica 4,6 374/130 Cloretada Sódica 3,8 s.d. Sem dados. Figura III.1 - Diagrama de Piper relativo às águas do sistema Aquífero de Torres Vedras. Conforme se pode verificar, apenas a captação JK14 (374/5) apresenta uma fácies bicarbonatada sódica. 46

65 A classificação obtida é coerente com a caracterização realizada por Neves Palma e Vieira da Silva (1982), com análises dos furos realizada na altura da construção dos mesmos, cuja fáceis dominante era cloretada sódica e, menos frequentemente, bicarbonatada cálcica. Os mesmos autores estabeleceram uma correlação entre a profundidade dos furos e a fácies hidroquímica. Segundo estes autores, as águas dos furos pouco profundos e intermédios são cloretadas sódicas enquanto que as dos furos profundos têm tendência ou são bicarbonatadas cálcicas. Os autores referidos atribuem este factor à ocorrência de horizontes carbonatados em profundidade. No presente estudo, tal correlação não pode ser realizada pelo baixo número de pontos (para 3 das estações não existem sequer dados de profundidade). Os diagramas de Stiff estão representados na Figura III.2, águas cloretadas sódicas a azul, bicarbonatadas cálcicas a laranja e bicarbonatada sódica (JK14 374/5) a azul escuro. Figura III.2 Localização das estações de monitorização da Rede Qualidade do aquífero de Torres Vedras e respectivo diagrama de Stiff (adaptado de SNIRH) 47

66 III.2.1 Avaliação da Qualidade da Água Usando o mesmo conjunto de dados para a caracterização da fácies hidroquímica do sistema aquífero, procedeu-se ao estudo da qualidade da água, quer para consumo humano como para consumo agrícola (águas de rega). III Qualidade para Consumo Humano Para avaliar a qualidade das águas em estudo para consumo humano verificou-se, para todos os elementos analisados, quais os que excediam os valores recomendados pela legislação em vigor. Referem-se apenas os mais problemáticos e os considerados de maior importância. O número de análises por parâmetro não é constante, sendo que existem parâmetros analisados com mais frequência do que outros. Relativamente à qualidade da água a nível microbiológico, todos os valores das análises realizadas se encontravam abaixo do limite legal. De uma maneira geral, os valores das análises realizadas em relação aos limites legais da legislação em vigor podem ser observados nas Tabela III.3 e Tabela III.4. Tabela III.3 Apreciação da qualidade da água de acordo com o Anexo I Categoria A1 do Decreto-Lei n.º 236/98 Anexo I Categoria A1 (a) N.º de Parâmetros análises <VMR >VMR >VMA VMR VMA ph 94 56% 44% 6,5-8,5 - Temperatura (ºC) 89 98% 2% 0% Condutividade( µs/cm) % Nitratos (mg/l NO 3 ) 93 95% 5% 1% Fluoretos (mg/l F) 10 40% 100% 0% 0,7-1,0 1,5 Ferro total (mg/l) 66 29% 71% 50% 0,1 0,3 Manganês (mg/l) 62 37% 63% 0,05 - Cobre total (mg/l) 67 96% 4% 1% 0,02 0,05 Zinco total (mg/l) 56 88% 13% 0% 0,5 3,0 Arsénio (mg/l) % 0% 0% 0,01 0,05 Cádmio total (mg/l) % 0% 0% 0,001 0,005 Chumbo total (mg/l) 50 0% - 0,05 Mercúrio total (mg/l) 23 91% 9% 4% 0,0005 0,0010 Bário (mg/l) 8 38% - 0,1 Sulfatos (mg/l) 85 99% 1% 0% Cloretos (mg(l) 83 0% 0% Ortofosfatos em P 2 O 5 (mg/l) 77 99% 1% 0,4 - Hidrocarbonetos totais (mg/l) 17 35% - 0,05 Oxigénio dissolvido (%) 75 75% 25% 70 - Azoto Amoniacal (NH 4 ) 91 49% 51% 0,05-48

67 Tabela III.4 - Apreciação da qualidade da água de acordo com o Anexo VI do Decreto-Lei n.º 236/98 Nº. de Anexo VI (b) Parâmetros Análises <VMR >VMR >VMA VMR VMA Dureza (em mg/l CaCO 3 ) 41 (calculado) 0,0% Cálcio (mg/l) 42 92,9% 7,1% Magnésio (mg/l) 42 97,6% 2,4% 0,0% Sódio (mg/l) 12 0,0% 100,0% 0,0% Potássio (mg/l) 17 94,1% 5,9% 5,9% Nitrito total (em NO 2 ) (mg/l) 94 97,9% 3,2% - 0,1 Oxidabilidade (mg/l) 65 58,5% 41,5% 7,7% 2 5 Valores não definidos (a) (b) - Estabelece os valores limite para a qualidade de águas superficiais com fim à produção para consumo humano para a Categoria A1 Tratamento físico e desinfecção; - Estabelece os valores limite para água de consumo humano. Como se pode verificar através da análise da Tabela III.3 e Tabela III.4, de entre os elementos maiores apenas o Sódio e o Ferro excederam o VMR, havendo no entanto 6% das análises que exceram o VMA para os valores de Potássio. Este parâmetro, no entanto, foi analisado poucas vezes no período em estudo e os valores excessivos podem ter origem em contaminação agrícola, pelo que se deveria monitorizar este parâmetro com maior regularidade. Os valores elevados de sódio e ferro podem estar associados à natureza das águas em estudo, que circulam em litologias argilosas e ricas nestes elementos, e não devido a contaminação. A presença de sódio em concentrações elevadas pode ter origem no baixo ph destas águas, que são agressivas ao calcário, fazendo com que ocorram trocas catiónicas de Na + por Ca 2+ nos níveis argilosos. Relativamente aos limites impostos pelo Anexo I do referido Decreto-Lei, para a Categoria A1 que requer tratamento e desinfecção, a análise da Tabela III.3 revela parâmetros problemáticos: ph, fluoretos, Ferro total, Manganês, Bário, Hidrocarbonetos totais, oxigénio dissolvido e azoto amoniacal. Batista et al. (2004), efectuaram um estudo de avaliação de ecossistemas agrícolas com vulnerabilidade hidrogeológica, no Ribatejo e Oeste e na Beira Litoral, onde foi avaliada a ocorrência de pesticidas e de nitratos na água subterrânea no período de 1996 a Este estudo incluiu 4 captações na região de Torres Vedras, sendo que numa das captações analisadas foi encontrado um valor de pesticida e/ou metabolito superior a 0,1 µg/l. As análises realizadas a este tipo de compostos, na rede de vigilância e no período a que se refere o estudo realizado, não revela valores acima do limite de detecção do aparelho de pesticidas ou seus metabolitos (atrazina, desetilatrezina, alocloro, metalocloro, metribuzina, desetilterbutilazina, entre 49

68 outros), no entanto, a periodicidade destas análises deveria ser maior. A última análise realizada foi feita em 2005, o que se revela insatisfatório dada a intensidade agrícola da região. Relativamente aos nitratos, Batista et al. (2004) analisaram 10 captações no Concelho de Torres Vedras, tendo uma delas apresentado valores acima dos 100 mg/l de NO3 -. III Análise Temporal por Estação de Monitorização Uma vez detectados os parâmetros que podem inviabilizar a qualidade das águas subterrâneas em estudo para consumo humano, foi realizada uma análise temporal destes mesmos parâmetros, para cada estação de monitorização. Esta análise teve em conta também a sazonalidade, observado a variação de cada parâmetro com o período de águas altas (Março/Abril) relativamente ao período de águas baixas (Setembro/Outubro), observando-se um aumento da concentração de alguns elementos nos períodos de chuva mais intensos, devido ao incremento da lixiviação. Para fins de consumo humano, a legislação vigente recomenda um intervalo entre 6,5 e 8,5 de ph. As estações AC22, 374/120 e JK14 revelaram valores fora deste intervalo, sendo águas demasiado ácidas. O furo JK14 apresentou uma tendência de descida de ph até atingir um valor abaixo do limite recomendado, na última análise efectuada (2004). A distribuição de ph pela área em estudo no ano de 2009 é interpolada no SNIRH e está representada na Figura III.3. O SNIRH dá uma área estimada de 74,13% do aquífero com valores de ph acima do VMR. Figura III.3 Isovalores médios de ph em 2009 em função do VMR e VMA (adaptado de SNIRH) 50

69 No que respeita ao Ferro total, as estações JK1B e JK14 encontravam-se, à data da última análise (2004 e 2003, respectivamente), bastante acima do VMA. O furo AC22 apresenta valores bastante acima do VMA, tendo um pico em 2005, tendo começado a decrescer em Acima do VMA estão também os furos 374/130, 374/129, 362/130, mas destes apenas o 374/130 está acima do limite na última análise de O furo 362/131 em 2009 já se encontrava acima do VMR. Verifica-se uma tendência significativa de aumento deste parâmetro no período de águas altas em relação ao período de águas baixas. Em relação aos valores de amónia total, a partir de 2006, todas as estações analisadas revelaram uma subida da concentração deste parâmetro. Encontram-se acima do VMR os valores analisados para todas as estações exceptuando o JK14 (que revelou uma descida considerável de 2001 até à última análise em 2003). O manganês total é outro dos parâmetros com valores problemáticos analisados. Os furos 374/130, 362/130, 362/131 e AC22 têm estado desde 2005 acima do VMR. O furo 362/130, no entanto, tem apresentado uma tendência de descida no período , ao contrário dos restantes que apresentam uma tendência de subida de concentração. O furo 374/129 esteve acima do limite referido, mas a partir de 2008 a concentração analisada mostrou valores abaixo do mesmo. Os furos JK1B e JK14, na última análise realizada (2004 e 2003, respectivamente), estavam acima do limite recomendado. Relativamente ao Zinco, só o furo AC22 tem valores acima do VMR, na última análise (em 2009), já se encontrava abaixo deste limite. O furo 374/130 na primeira análise realizada a este parâmetro, no período estudado, excedia o VMR, mas nunca mais esteve acima desse limite. Para o Mercúrio, poucas análises foram feitas para monitorizar este parâmetro. Para o furo JK1B, em 2002 tinha um valor muito acima do VMA, e não voltou a ser analisado. O furo AC22 em 2007 excedeu o VMR para este parâmetro. A monitorização do parâmetro oxigénio dissolvido nos furos 374/129 e 374/130 mostra que estes oscilam entre valores acima e abaixo do VMR. Desde 2005 (1ª análise realizada a este parâmetro), a estação 362/132 esteve sempre acima do VMR. O furo 362/130 na primeira análise a este parâmetro (2005), estava acima do VMR, mas nunca mais o excedeu. O furo JK14, aquando da última análise (2004), estava acima do VMR. As análises a fluoretos, realizadas apenas em 2009 às estações AC22, 362/130, 362/131, 362/132, 374/129 e 374/130, estavam abaixo do limiar de detecção do aparelho. Uma vez que a legislação vigente recomenda um intervalo de fluoretos de 0,7-1,0 mg/l, todos estes valores estão abaixo do VMR. A análise a hidrocarbonetos totais mostrou que, no período de Abril de 2005, todas as estações monitorizadas mostravam valores acima do VMA: 362/130, 362/131, 362/132, 374/129 e 374/130. O 51

70 furo AC22, analisado um mês antes, não mostrou valores acima do VMR para hidrocarbonetos. Estes valores podem ter tido origem numa descarga acidental no período analisado. Só a estação 362/131 tem valores excessivos de Bário, parâmetro poucas vezes analisado. Em 2005 e 2009, este parâmetro excedia o VMA de 0,1 mg/l. A Tabela III.5 mostra, a título indicativo, o estado para cada captação de cada parâmetro analisado. Tabela III.5 - Esquematização do estado químico da água relativamente a parâmetros analisados, de acordo com o Decreto-Lei n.º236/98 (verde: abaixo do VMR, amarelo acima do VMR, vermelho acima do VMA). ph Ferro Total Azoto Amoníacal (em NH 4 ) Manganês Zinco Oxigénio dissolvido Fluoretos Bário (a) (b) AC22 (362/6) Período das análises Período das análises JK1B (362/13) (a) 362/ / / / /130 JK14 (374/5) (b) Através da análise da Tabela III.5, verifica-se que o furo 362/132 não apresenta problemas de maior em relação aos parâmetros analisados, exceptuando o baixo valor de fluoretos. Os furos mais problemáticos serão os AC22, 362/130, 374/130 e JK14 (na altura da última análise efectuada, em 2003). 52

71 A classificação do SNIRH relativamente à qualidade da água para consumo humano nos últimos 4 anos ( ) pode ser verificada na Figura III.4. Figura III.4 Classificação da qualidade da água para consumo humano no período , de acordo com o Anexo I do DL 236/98 de 1 de Agosto, sendo que A1 corresponde a uma água de boa qualidade e A3 a uma água de baixa qualidade (adaptado de SNIRH) A Classificação da Qualidade da Água Subterrânea no SNIRH é efectuada de acordo com o Anexo I do Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, sendo que A1 corresponde a uma água de boa qualidade (e apta para produção de água para consumo humano) e A3 a uma água de baixa qualidade. A classificação das águas conforme o tratamento necessário de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98 é a seguinte: Classe A1 tratamento físico e desinfecção. Classe A2 tratamento físico e químico e desinfecção. Classe A3 tratamento físico, químico de afinação e desinfecção. Pela observação da Figura III.4, verifica-se que os furos 362/6 (AC22), 374/130 e 362/130 têm apresentado qualidade abaixo da exigida por lei para produção de água para consumo humano nos últimos 5 anos analisados. A captação 362/132 ainda que tenha apresentado bons resultados nos últimos anos, em 2009 decresceu para a classe >A3. A captação 374/129, ainda que tenha sido classificada como A2 em 2006 e 2008, não apresenta, no último ano analisado, uma qualidade suficiente para produção de água para consumo humano. 53

72 A evolução de da ocorrência das classes referidas paras as captações analisadas nesse período está representada na Figura III.5. Figura III.5 - Evolução da ocorrência de classes de qualidade da água subterrânea nas captações analisadas nesse período (adaptado de SNIRH) Como se pode observar pela Figura III.5, após uma diminuição significativa, tem havido um ligeiro aumento do número de ocorrência de más classificações em parâmetros responsáveis pela qualidade da água, chegando aos 100% no último ano analisado (2009). Os parâmetros responsáveis pela má classificação da qualidade da água subterrânea em 2009 das captações analisadas neste período estão descritos na Figura III.6. Figura III.6 Parâmetros responsáveis pela classificação da qualidade da água em 2009 das captações analisadas 54

73 III.2.2 Qualidade da água para rega A água imprópria para consumo humano pode muitas vezes ser usada para outros fins, que exigem grande consumo de água: fins de irrigação agrícola, rega de espaços verdes (incluindo jardins e áreas florestais), lavagem de ruas, sanitários públicos, combatem a incêndios e abastecimento de fontes decorativas (Silva et al, 2007). A classificação da água para fins agrícolas pode ser avaliada a partir da sua classificação, de acordo com os critérios propostos pelo United States Soil Labs (USSLS, 1954), usando o diagrama Riverside. Nele, é representada a taxa de adsorção de sódio (TAS) em função da condutividade eléctrica (Figura III.7). Figura III.7 Aplicação à área em estudo do Diagrama de Riverside do US. Soil Salinity Laboratory (1954), para avaliação da qualidade da água para rega. 55

74 As respectivas subclasses podem-se descrever, sucintamente, do seguinte modo (USSSLS, 1954): Classe C2: a água pode ser usada para rega em quantidades moderadas, desde que ocorra alguma lixiviação, sendo possível desenvolver culturas com tolerância moderada à salinidade sem ser preciso aplicar qualquer prática de controlo; Classe C3: não se pode utilizar esta água em solos com drenagem limitada, e quando é adequada há que gerir bem as culturas e a salinidade do solo; Classe S1: a água é aplicável em quase todos os tipos de solo sem grande risco de desenvolver níveis preocupantes de sódio de troca; Classe S2: este tipo de água representará perigo se for usada para rega em solos finos e de baixa capacidade de lixiviação, por outro lado, pode ser aplicada em solos grosseiros com boa permeabilidade. Através da análise da Figura III.7, verifica-se que as águas analisadas distribuem-se nas respectivas sub-classes da seguinte forma: Classe C2-S1: Águas com médio perigo de salinização e baixo perigo de alcalinização 4 pontos (362/13 JK1B, 362/6 AC22, 362/132, 374/130); Classe C2-S2: Águas com médio perigo de salinização e médio perigo de alcalinização 1 ponto (374/5 JK14); Classe C3-S1: Águas com alto perigo de salinização e baixo perigo de alcalinização 3 pontos (362/130, 362/131 e 374/129). As captações JK1B (362/13), AC22 (362/6), 362/132 e 374/130 são as únicas que podem ser classificadas como boas para rega, pois estão projectadas no campo C2-S1. A captação 374/5 (JK1B) é a que apresenta maior risco de alcalinização. As restantes captações, projectadas no campo C3-S1 podem ser classificadas como razoáveis para rega, sendo no entanto aconselhável a sua mistura com águas menos mineralizadas, pois apresentam valores de condutividade eléctrica que lhe conferem alto perigo de salinização. Os resultados obtidos são coerentes com o estudo realizado por Almeida et al. (2000), cujas análises a amostras colhidas em 1996 projectava a maioria das amostras (73%) na classe C2-S1. 56

75 IV. Vulnerabilidade à Poluição Uma vez identificados os problemas que dão origem à fraca qualidade da água subterrânea do aquífero em estudo para fins de produção de água para consumo humano, é notória a necessidade da sua protecção, a nível de contaminação. Assim, inventariam-se os focos de poluição existentes na zona, e propõe-se uma análise da vulnerabilidade à poluição do sistema aquífero, usando o método IS (Ribeiro, 2005a), de modo a propor uma ferramenta de apoio à decisão e de planeamento futuro. IV.1 Focos de Poluição O levantamento dos potenciais focos de poluição foi efectuado através da carta de ocupação de solo CORINE Land Cover (2000), à qual se adicionaram outros pontos críticos, através de informação obtida na Câmara Municipal de Torres Vedras. A Figura IV.1 apresenta potenciais focos de poluição pontual e difusa para os recursos hídricos subterrâneos inventariados pela CMTV, mas tanto para os dados respeitantes a estes, como para os superficiais, é necessária a finalização dos levantamentos e a realização de um diagnóstico ambiental das actividades identificadas. Adicionou-se o Aterro Sanitário do Oeste, maioritariamente localizado no Concelho do Cadaval. Figura IV.1 Fontes Potenciais de Poluição dos Recursos Subterrâneos do Concelho de Torres Vedras (adaptado de Farinha et al., 2007) 57

76 Através da observação da Figura IV.1, verifica-se que, numa primeira análise, os principais focos de poluição de águas subterrâneas presentes na área pertencente ao aquífero em estudo são pedreiras, suiniculturas, actividades ligadas à agricultura, produção animal, caça e silvicultura, reparação de veículos automóveis, indústrias transformadora e extractiva e espaços urbanos. De referir a intensa rede viária que atravessa todo o aquífero, nomeadamente um troço da autoestrada A8. De uma maneira simplificada, a carta de ocupação do solo CORINE Land Cover (2000), actualizada com as fontes de poluição inventariadas pela CMTV (Farinha et al., 2007), pode ser observada na Figura IV.2. Figura IV.2 Carta de Ocupação do solo, adaptada de CORINE Land Cover (2000) e FARINHA et al. (2007) 58

77 Referem-se em seguida os riscos potenciais com maior probabilidade de ocorrência de contaminação do aquífero em estudo (FARINHA et al., 2007). Unidade Risco Ambiental Potencial Agricultura A aplicação excessiva de adubos e produtos fitofarmacêuticos nas diferentes culturas agrícolas pode contribuir para a geração de escorrência de águas contaminadas com nitratos e pesticidas que atinjam as linhas de água e águas subterrâneas. Depósitos de Sucata, Oficinas de Reparação Automóvel e Postos de Abastecimento de Combustível A potencial contaminação da água (pluvial/doméstica/escorrências) poderá ocorrer por: susceptibilidade de contaminação de águas rejeitadas para a rede pluvial e rede doméstica com hidrocarbonetos, solventes, fluidos de travões, tintas, líquidos de lavagem, detergentes, desengordurantes e outros produtos de limpeza; contaminação de águas superficiais e subterrâneas devido a operações de limpeza de pavimentos, escorrência de resíduos para o solo (em especial metais pesados), derrames, etc. Produção Animal As indústrias de produção animal incluem Suiniculturas, Boviniculturas e Aviculturas. Nestas indústrias existem riscos de carácter pontual (descargas directas dos efluentes não tratados nas linhas de água), ou carácter difuso. As características e perigosidade dos efluentes variam com o tipo de exploração, alimentação, do clima e da estação do ano, da idade e sexo dos animais. Segundo Santos (2002 in FARINHA et al., 2007), a actividade pecuária intensiva pode levar à degradação da qualidade do ambiente, nomeadamente ao nível dos recursos hídricos, pelas seguintes formas: Exportação por via directa ou indirecta de compostos azotados e fosfatados para as massas de água superficial, contribuindo assim para a eutrofização; Lixiviação de nitratos através dos solos, com posterior contaminação de recursos hídricos subterrâneos; Disseminação de microorganismos patogénicos, com efeitos ao nível da saúde pública. Pedreiras e Areeiros As indústrias extractivas existentes na área em estudo consistem em areeiros e barreiros, que exploram as formações do Cretácico inferior e do Jurássico superior. Os riscos de poluição vão depender da natureza da exploração, tipo de técnicas aplicadas e fase (expectativa, prospecção e pesquisa, trabalhos preparatórios, exploração, etc.), mas destacam-se os seguintes: Descarga de efluentes carregados de sólidos em suspensão; Modificação da drenagem superficial; Interferência no regime hidrogeológico; 59

78 Adegas Sendo a área em estudo uma região tradicionalmente associada à produção vinícola, a instalação de adegas é um foco potencial de poluição a considerar. A carga poluente dos efluentes rejeitados por este tipo de actividade varia em grande medida com a quantidade da água utilizada na adega. Este elevado uso de água é devido principalmente a operações de lavagem de equipamentos e é de carácter sazonal. O efluente é caracterizado por uma elevada carga orgânica e Sólidos Suspensos Totais (SST), produtos de destartarização e de limpeza e ainda outros produtos interveniente na vinificação. Aterro Sanitário Um dos casos que levantou polémica, aquando da sua construção e nos anos seguintes, foi o Centro de Tratamento de Resíduos do Oeste (CTRO), que engloba o Aterro Sanitário do Oeste (ASO) e localiza-se nos concelhos de Cadaval e Alenquer, estando implantado sobre a zona do aquífero de Torres Vedras. Segundo o edital Nº 08/2002 da Assembleia Municipal do Cadaval, datado de Fevereiro de 2002, no pedido da emissão da licença ambiental (concedida à empresa Resioeste S. A., que explora o aterro), acerca do sistema de impermeabilização, não é referida a colocação de uma barreira geológica artificial na base e nos taludes dos alvéolos do aterro, com pelo menos 0,50 m de espessura, para protecção dos recursos hídricos subterrâneo, como determina a Directiva 1999/31/CE, do Conselho, de 26 de Abril de 1999, sobre deposição de resíduos em aterros. Assim, há que considerar o aterro como uma potencial fonte de poluição, com problemas imediatos ou a longo prazo IV.1.1 Poluição Pontual das Linhas de Água Superficiais De acordo com Plano de Bacias Hidrográficas das Ribeiras do Oeste (PBHRO, 2001), as principais fontes de poluição das linhas de água existentes no Concelho de Torres Vedras são provenientes do sector Agro-Pecuário. Apesar das instalações (suiniculturas, aviculturas, etc.) não se localizarem por norma imediatamente junto dos rios e ribeiras, noutros concelhos a montante, existem explorações junto às linhas de água poluindo-as. Dado o PBHRO datar de 2001, esta informação poderá necessitar de actualização. Outros sectores que têm algum peso no concelho são o sector agrícola e as adegas cooperativas. A empresa AdO Águas do Oeste S.A. elaborou Planos de Monitorização sobre a qualidade das linhas de água que atravessam o concelho (Sizandro e Alcabrichel). Este plano de monitorização foi realizado para acompanhar os projectos das infra-estruturas que estão previstas para o tratamento de águas residuais espalhados um pouco por todo o Concelho e para controlar os efluentes das estações de tratamento existentes no Concelho, a montante e a jusante das mesmas. 60

79 IV.1.2 Poluição Difusa Segundo o PBHRO (2001), a contribuição da poluição difusa tem três componentes principais: Componente agropecuária, afecta aos efectivos pecuários não integrados em instalações abrangidas pela Directiva IPPC (que regula as emissões industriais); Componente agrícola, afecta à fracção lixiviada dos fertilizantes aplicados aos solos e aos resíduos das próprias culturas; Componente populacional, afecta a aglomerados populacionais com menos de 500 habitantes equivalentes. Segundo este estudo, o concelho de Torres Vedras é responsável por 22% e 15,6% da poluição difusa por Fósforo e azoto respectivamente, na zona abrangida pelo PBHRO. A componente agrícola da poluição difusa e a componente populacional, na qual o município surge como o mais relevante, são as principais contribuidoras deste tipo de poluição. É de notar que esta informação carece de actualização dado o estudo datar de

80 IV.2 Vulnerabilidade das Águas Subterrâneas à Poluição A protecção de aquíferos à poluição implica uma especial preocupação, dada a dificuldade de remover poluentes das captações e ao elevado custo da recuperação de um aquífero contaminado. Para alcançar todos os objectivos a nível legislativo, nomeadamente os impostos pela Directiva Quadro da Água, há a necessidade da adopção de técnicas e metodologias adequadas para avaliação da vulnerabilidade dos aquíferos e do risco de poluição das águas subterrâneas com vista à sua protecção no quadro das tomadas de decisão quer no âmbito do planeamento e gestão, quer no âmbito legislativo (Ribeiro, 2005b). A vulnerabilidade das águas subterrâneas à poluição está intrinsecamente ligada com o grau de eficácia dos processos de atenuação natural e a constituição litológica das formações onde ocorre ou poderá ocorrer o fenómeno de poluição (Ribeiro, 2005b), características estas relacionadas com a heterogeneidade do sistema aquífero. Vulnerabilidade pode assim ser definida como o grau da potencial susceptibilidade da água subterrânea a uma fonte de poluição tópica ou difusa (Ribeiro, 2005b). A vulnerabilidade pode ser intrínseca ou específica (Paralta et al., 2005; Ribeiro, 2005b). Segundo Ribeiro (2005b), a vulnerabilidade intrínseca (segundo a definição dada pelo grupo de trabalho da acção COST 620) consiste naquela que considera unicamente as características geológicas, hidrológicas e hidrogeológicas do meio, sendo por isso independente do tipo de poluente gerado pelas actividades antrópicas. A noção de vulnerabilidade específica deverá ser utilizada sempre que se considera também as propriedades de um poluente específico e as suas relações com as componentes de vulnerabilidade intrínseca. Acresce referir que vulnerabilidade é distinta de risco de poluição. O risco de poluição depende não só da vulnerabilidade, mas também da existência de cargas poluentes significativas que possam entrar no ambiente subterrâneo (Lobo Ferreira, 1998). Segundo o mesmo autor, poderá existir um aquífero com um alto índice de vulnerabilidade mas sem risco de poluição, caso não haja carga poluente, ou de haver um risco de poluição excepcional apesar do índice de vulnerabilidade ser baixo. O risco é causado não apenas pelas características intrínsecas do aquífero, muito estáveis, mas também pela existência de actividades poluentes, factor dinâmico que, em princípio, pode ser controlado. Ribeiro (2005b) define o risco à poluição de um aquífero como sendo a probabilidade que determinado cenário de contaminação ocorra acima de valores limites pré-estabelecidos, tomando em conta a vulnerabilidade da área estudada. Para avaliar a vulnerabilidade à poluição de um aquífero, existem dezenas de métodos propostos por diversos autores. Foram inventariados (Magiera, 2000, in Ribeiro, 2005b) cerca de 7 dezenas de 62

81 métodos de mapeamento de vulnerabilidade, para uso em diversas escalas e dependente dos objectivos (planeamento da ocupação do solo; definição da zona de protecção e avaliação). Existem métodos expeditos, de natureza empírica e a grande escala, que consideram unicamente a litologia (como por exemplo o método EPPNA). Existem ainda outros métodos de avaliação baseados na selecção de um conjunto de parâmetros que se consideram representativos da avaliação do grau de vulnerabilidade, os chamados métodos paramétricos. Em geral são definidos em intervalos discretos ou de um modo natural. A cada intervalo é atribuído um valor ou uma classe de valores que reflectem o grau de sensibilidade à contaminação. Adicionalmente pode ser utilizado um sistema de ponderadores. A este grupo pertencem o DRASTIC, o AVI e o GOD (Ribeiro, 2005b). Para além dos métodos já referidos, de avaliação da vulnerabilidade intrínseca, existem outros que avaliam a vulnerabilidade específica. Podem estar orientados para determinada litologia (como por exemplo o EPIK para aquíferos cársicos e o VULFRAC para aquíferos fissurados), ou orientados para um poluente específico (IS para nitratos e DRASTIC_pesticide para pesticidas) Para avaliar a vulnerabilidade à poluição de um aquífero, são realizados normalmente mapas de vulnerabilidade. Estes são geralmente elaborados a partir do cruzamento de vários níveis de informação (parâmetros geológicos e hidrogeológicos, ocupação do solo, etc.), aos quais podem ser atribuídos factores de ponderação em função da sua importância na contribuição para a vulnerabilidade do aquífero. A primeira etapa consiste na discretização de cada parâmetro numa malha de resolução predefinida e a segunda etapa consiste na sobreposição dos vários níveis de informação. Para cada célula da malha é calculado a soma ponderada dos vários parâmetros, obtendo-se na malha final o respectivo valor do índice. As ferramentas informáticas, nomeadamente de Sistemas de Informação Geográfica (SIG), são fundamentais nestes cálculos, pela facilidade e rapidez de execução que permitem (Paralta et al.,2002). Apresenta-se em seguida uma proposta para a avaliação da vulnerabilidade à poluição do aquífero de Torres Vedras, usando o método específico Índice de Susceptibilidade (IS), desenvolvido por Ribeiro, em

82 IV.2.1 Índice de Susceptibilidade (IS) O índice de susceptibilidade (IS) pretende avaliar a vulnerabilidade específica em zonas agrícolas e foi desenvolvido no Projecto ERHSA (Estudo dos Recursos Hídricos Subterrâneos do Alentejo), por Ribeiro, em É uma adaptação do índice de vulnerabilidade intrínseco DRASTIC. O índice DRASTIC consiste num método intrínseco paramétrico desenvolvido por ALLER et al. (1987, in Lobo Ferreira, 1998) para a Agência de Protecção Ambiental dos Estados Unido (U.S. EPA). Diversos estudos desenvolvidos já na década de 90, nomeadamente nos EUA, no Canadá, na África do Sul, em Itália, e na Suécia utilizaram com sucesso, o índice DRASTIC. Neste método, são considerados 7 parâmetros, de ponderação diferente. São estes: Depth to water (D) profundidade do nível freático; Recharge (R) recarga; Aquifer media (A) - material do aquífero; Soil media (S) tipo de solo; Topography (T) topografia; Impact of Vadose Zone (I) - impacto da zona não saturada; Hydraulic Conductivity (C) condutividade hidráulica. A profundidade do nível freático (D) indica a espessura da zona não saturada que é atravessada pelas águas de infiltração as quais arrastam consigo o contaminante até atingirem o aquífero (Ribeiro, 2005b). Devem usar-se os valores mais baixos, que correspondem a uma maior espessura do aquífero, normalmente associados a períodos de maior precipitação. Quanto menor for a profundidade do nível freático, maior será a probabilidade do contaminante atingir o aquífero. A pontuação atribuída para diferentes intervalos de profundidade do nível freático está indicada na Tabela IV.1. Tabela IV.1 Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes intervalos de profundidade do nível freático (in Ribeiro, 2005b) Profundidade do Nível Freático (m) < 1,5 10 1,5 4,6 9 4,6 9,1 7 9,1 15,2 5 15,2 22,9 3 22,9 30,5 2 > 30,5 1 Pontuação 64

83 A Recarga (R) é a quantidade de água por unidade de superfície do solo que contribui para alimentar o aquífero (Ribeiro, 2005b). Esta vem maioritariamente da fracção da precipitação que não é evapotranspirada nem escoada superficialmente. Quanto maior for a recarga, maior será a probabilidade do contaminante chegar ao nível freático. A pontuação atribuída para diferentes intervalos de recarga está indicada na Tabela IV.2. Tabela IV.2 - Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes intervalos de recarga (in Ribeiro, 2005b) Recarga (mm/ano) < > Pontuação O material do Aquífero (A) determina a mobilidade do contaminante que o atravessa. Quanto maior for o tempo de residência do contaminante no aquífero, mais atenuado será o seu efeito (Ribeiro, 2005b). Na Tabela IV.3 estão indicadas as pontuações atribuídas para cada litologia. Tabela IV.3 Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes litologias (in Ribeiro, 2005b) Natureza do aquífero Pontuação (*) Xisto argiloso, argilito 1 3 (2) Rocha metamórfica/ígnea 2 5 (3) Rocha metamórfica/ígnea alterada 3 5 (4) Till glaciar 4 6 (5) Arenito, calcário e argilito estratificados 5 9 (6) Arenito maciço 4 9 (6) Cálcario maciço 4 9 (8) Areia e balastro 4 9 (8) Balastro 2 10 (9) Calcário carsificado 9 10 (10) (*) Entre parêntesis estão indicados os índices típicos O Solo (S) corresponde à parte superior da zona vadosa ou não saturada, que se caracteriza pela actividade biológica intensa. Em conjunto com o parâmetro A, determinam a quantidade de água de percolação que atinge a superfície freática (Ribeiro, 2005b). Solos de natureza argilosa possuem maior capacidade de retenção da água, aumentando o tempo de permanência do contaminante na zona não saturada. 65

84 A Topografia (T) contribui para o cálculo do índice DRASTIC, em função do declive. Menores declives são mais susceptíveis de poluição, devido à menor escorrência superficial. Para determinados intervalos de declive (%), é atribuída uma pontuação, conforme a Tabela IV.4. Tabela IV.4 - Pontuação atribuída pelo método DRASTIC para diferentes intervalos de declive (in Ribeiro, 2005b) Declive (%) Pontuação < > 18 1 O Impacto (I) da zona não saturada determina o tempo que o contaminante leva a atingir o nível freático, consoante a litologia da mesma, atribuindo maiores valores para materiais mais permeáveis. A Condutividade hidráulica (C) determina a quantidade de água que atravessa o aquífero por unidade de tempo e por unidade de secção. Materiais muito permeáveis encurtam o tempo que o contaminante leva a percorrer o aquífero, ou seja, a maiores condutividades hidráulicas atribui-se maior pontuação. O índice final é obtido pela soma ponderada das várias ponderações, conforme a Tabela IV.5. Tabela IV.5 - Ponderadores do Índice DRASTIC (in Ribeiro, 2005b) Parâmetro D R A S T I C Ponderador Através da análise da Tabela IV.5, verifica-se que os parâmetros com maior peso no DRASTIC consistem na profundidade do nível freático (D) e no Impacto da zona saturada (I). Os valores do índice DRASTIC variam entre 23 e 226 e são distribuídos por 8 classes, quanto maior o índice atribuído a uma certa área, maior a sua vulnerabilidade à poluição. O índice IS surge com o objectivo de corrigir as redundâncias existentes no método DRASTIC, nomeadamente os parâmetros S, I e C, por se considerarem redundantes relativamente ao parâmetro A. A principal alteração é a adição de um novo parâmetro LU (Land Use), a ocupação do solo, transformando-o num índice específico, que já não se baseia unicamente nas condições naturais. 66

85 Segundo Ribeiro (2005b), o IS foi desenvolvido com o objectivo de avaliar a vulnerabilidade específica, definida segundo Vrba & Zoporozec (1994) pelos impactos potenciais do uso específico dos solos e dos contaminantes associados a esse uso. O novo parâmetro LU define o tipo de ocupação do solo. Para tal o uso do solo é dividido em classes, conforme a classificação da carta CORINE Land Cover e os valores atribuídos variam entre 0 e 100 segundo a classificação dada pela Tabela IV.6. Tabela IV.6 Pontuação atribuída consoante o tipo de ocupação do solo, conforme CORINE Land Cover (in Ribeiro, 2005b) Ocupação do solo Áreas Agrícolas Perímetros de Rega (Culturas anuais, etc.) 90 Culturas Permanentes (vinhas, pomares, oliveiras, etc.) Pastagens e áreas agro-florestais 50 Áreas Agrícolas heterogéneas 50 Áreas Artificiais Descargas de resíduos industriais e aterros 100 Pedreiras, estaleiros, áreas mineiras a céu aberto 80 Áreas urbanas contínuas, aeroportos, portos, vias férreas, áreas com actividades industriais e comerciais, etc. Áreas urbanas descontínuas 70 Áreas Naturais Ambientes aquáticos (sapais, salinas, etc.) 50 Florestas e zonas semi-naturais 0 Pontuação Segundo o painel de especialistas portugueses, e conforme se pode verificar na Tabela IV.6, os parâmetros que possuem maior impacto no meio hídrico subterrâneo são as Descargas de resíduos industriais e aterros, Pedreiras e outras actividades mineiras a céu aberto e Perímetros de rega. O índice IS é calculado pela soma ponderada dos valores atribuídos aos 4 parâmetros adoptados do DRASTIC: D, R, A e T, os quais são multiplicados por 10 para uma melhor visualização de resultados, e ao novo parâmetro LU. A ponderação atribuída a cada parâmetro foi outra alteração efectuada em relação ao DRASTIC. Para avaliar a importância relativa de cada um dos 5 parâmetros usados neste método, foi constituído um painel DELPHI de especialistas portugueses em hidrogeologia e afins, obtendo-se o resultado final descrito na Tabela IV.7. 67

86 Tabela IV.7 - Parâmetros e factores de ponderação do IS (in Ribeiro, 2005b) Parâmetro D R A T LU Factor de Ponderação 0,186 0,212 0,259 0,121 0,222 Segundo este método, e conforme se pode verificar na Tabela IV.7, o descritor mais determinantes na avaliação do grau de susceptibilidade de um aquífero à contaminação é o A (material do aquífero), e o que terá menor influência será o parâmetro T (topografia). Os parâmetros R (recarga) e LU (ocupação do solo) terão influências semelhantes e o parâmetro D (profundidade do nível freático) um impacto um pouco superior (Ribeiro, 2005b). O índice de susceptibilidade, desde a sua criação em 2000, tem sido aplicado na avaliação do grau de susceptibilidade à contaminação agrícola em diversos estudos. Foi o método optado para a avaliação da susceptibilidade à poluição do aquífero em estudo, sendo a metodologia adoptada descrita em seguida. 68

87 IV Aplicação do Índice de Susceptibilidade ao Aquífero de Torres Vedras Relativamente aos parâmetros necessários para o cálculo do IS, foi necessário estimar os seus valores considerando os dados hidrogeológicos existentes, tendo sido utilizadas ferramentas de Sistemas de Informação Geográfica, nomeadamente o software ArcGIS 9.2 (ERSI) para a elaboração das cartas que em seguida se descrevem. Profundidade do nível freático (D) A profundidade do nível freático foi estimada por interpolação (IDW), a partir dos dados disponíveis na Rede de Piezometria do SNIRH do valor médio para o ano de Atribuindo os parâmetros indicados no método para as classes de profundidade conforme Tabela IV.1, e multiplicando a pontuação por 10, resulta no mapa da Figura IV.3. Figura IV.3 Carta de Profundidade do Nível freático, com as captações da rede de piezometria e respectivas profundidades do nível freático (m) com os quais foi feita a interpolação. As zonas mais claras, indicadas na Figura IV.3, correspondem a maiores profundidades do nível freático, logo com menor pontuação. Como já foi referido, quanto mais superficial for o aquífero, maior a sua susceptibilidade à poluição. 69

88 A pontuação atribuída para as diferentes classes expostas na Figura IV.3, está expressa na Tabela IV.8. Tabela IV.8 Pontuação Atribuída por classes de profundidade do nível freático para cálculo do IS Profundidade (m) Pontuação 8,8 9,1 70 9,1 15, ,2 22, ,9-30,5 20 > 30,5 10 Recarga A recarga faz-se preferencialmente em zonas planas, para onde são encaminhadas as águas de escorrência, e solos permeáveis. Para a elaboração da carta das zonas preferenciais de recarga (Figura IV.4), teve-se em consideração as áreas onde o declive era inferior a 6%, excluindo-se destas as áreas impermeáveis (usando a carta de ocupação do solo, exemplos: indústrias transformadoras, comércio, áreas urbanas; e usando a carta de litologias, excluindo as áreas onde afloram argilas). Figura IV.4 Identificação das zonas preferenciais de recarga do aquífero de Torres Vedras A alimentação do sistema aquífero faz-se, na sua generalidade, por recarga directa (Almeida et al., 2000). Neves Palma e Vieira da Silva (1982) calcularam valores de recarga média do sistema de 143 mm/ano, cifra que consideram elevada. Segundo Almeida et al. (2000), a recarga média do aquífero deve corresponder a 10 a 15% da precipitação média local, situada entre 75 e 110 mm/ano. 70

89 Com base num mapa de distribuição espacial da pluviometria (ver II.3 Caracterização Climática), que considerou o factor de orografia, calculou-se a recarga efectiva usando 10% do valor indicado no mapa referido. Os valores de recarga variam entre 70 e 100 mm/ano, classificando as áreas preferenciais de recarga com pontuação 30. Material do Aquífero Usando o modelo litológico efectuado (ver II.4.3 Modelo Litológico), o material do aquífero foi classificado de acordo com as litologias aflorantes. A litologia R. Calcárias foi anexada ao solo. Considera-se que nas argilas o tempo de residência elevado, recebendo a pontuação de 60 e as litologias arenosas e solo recebem a pontuação 80, com tempo de residência é relativamente alto. Figura IV.5 Mapa do material do aquífero de Torres Vedras, de acordo com o modelo litológico realizado Conforme se pode verificar pela Figura IV.5, as litologias aflorantes dominantes são de natureza argilosa, logo mais impermeáveis. 71

90 Topografia A partir do Modelo Digital do Terreno (MDT) foi calculada a carta de declives da zona em estudo (Figura IV.6). Figura IV.6- Carta de Declives Através da análise da Figura IV.6, verifica-se que as zonas menos inclinadas estão associadas ao leito do rio Alcabrichel. (ver II.5 Hidrografia de Superfície). Foi atribuída uma pontuação consoante as classes existentes, conforme a Tabela IV.9, sendo que menores declives estão mais susceptíveis à poluição, pois há preferencialmente maior escorrência superficial nestas zonas e acumulação de águas de lixiviação. Tabela IV.9 Pontuação atribuída para determinação do IS por Classe de Declive Declive (%) Pontuação < >

91 Uso do solo Como referido anteriormente aquando do levantamento dos focos de poluição, os dados de ocupação do solo foram maioritariamente obtidos por dados de detecção remota, através do CORINE Land Cover (2000). Um posterior levantamento de focos de poluição levado a cabo pela Câmara Municipal de Torres Vedras (Farinha et al., 2007), permitiu a inserção de focos de poluição importantes, nomeadamente suiniculturas e pedreiras. A carta de ocupação de solos pode ser visualizada na Figura IV.2 (IV.1 Focos de Poluição). A distribuição por tipos de ocupação de solo, calculada através das áreas correspondentes, pode ser visualizada na Tabela IV.10 e no gráfico da Figura IV.7. Tabela IV.10 Ocupação do solo (áreas correspondentes e percentagem) Área (km 2 ) % Ocupação Solo Eucaliptal 38,22 47,86 Terras Aráveis - Culturas anuais 10,64 13,32 Áreas agrícolas heterogeneas 9,69 12,14 Outras florestas 7,37 9,23 Espaço Urbano 3,82 4,78 Meios semi-naturais 3,67 4,60 Infraestruturas e equipamentos 2,08 2,60 Culturas Permanentes 1,70 2,13 Pomar 1,13 1,42 Improdutivos 1,07 1,34 Outras Áreas agrícolas 0,37 0,47 Meios Aquáticos 0,08 0,11 TOTAL 79,85 100,00 73

92 9% 5% 0,11% 5% Espaço Urbano 3% 1% Infraestruturas e equipamentos 13% Improdutivos Terras Aráveis - Culturas anuais Culturas Permanentes 2% 1% Pomar Áreas agrícolas heterogeneas Outras Áreas agrícolas 12% Eucaliptal 49% 0,47% Outras florestas Meios semi-naturais Meios Aquáticos Figura IV.7 Distribuição por tipos de ocupação do solo (%) Conforme se observa na Figura IV.7, o tipo mais dominante de ocupação do solo na área em estudo corresponde a eucaliptais (onde se incluíram florestas mistas, cuja percentagem de eucaliptos era superior a 50%). Aliados a outras florestas, correspondem a mais de 50% da ocupação do solo na área do aquífero. As áreas agrícolas, nomeadamente as culturas anuais, permanentes, áreas heterogéneas e outras somam entre si cerca de 28% da ocupação total da área em estudo. A pontuação atribuída para cada tipo de ocupação do solo foi realizada de acordo com a Tabela IV.6. Às suiniculturas foi atribuída a pontuação de 100, por se considerarem uma actividade extremamente poluente. Às áreas definidas no PMRN (FARINHA et al., 2007) como Agricultura, Silvicultura, Caça e Produção Animal foram classificadas como Agricultura heterogénea. 74

93 A carta de ocupação do solo, por pontuação atribuída pelo IS, pode ser observada na Figura IV.8. Figura IV.8 - Carta de Ocupação do Solo por pontuação atribuida no IS A pontuação atribuída a florestas é zero, logo podemos verificar pela Figura IV.8 que mais de metade do aquífero é ocupado por actividades não consideradas de risco. Pela análise da mesma figura, verifica-se que as actividades mais críticas estão situadas a SW do aquífero. Cálculo do IS O cálculo do IS do aquífero em estudo é realizado usando o ArcGIS, transformando as cartas realizadas em informação vectorial (features) em informação raster, usando o mapa de declives como referência, com células quadradas de dimensão 83,9 metros. Cada raster obtido é multiplicado pelo ponderador correspondente, obtendo-se a mapeamento do índice de susceptibilidade, conforme a Figura IV.9. 75

94 Figura IV.9 - Mapa do Índice de Susceptibilidade (IS) para o Aquífero de Torres Vedras. Os valores de IS calculados (Figura IV.9) situam-se no intervalo 20 65,5. A análise do respectivo mapa mostra que não existem classes de valores extremos (nem extremamente altas, nem muito baixas). O histograma das classes de IS calculadas está representado no gráfico da Figura IV.10. Figura IV.10 - Histograma das classes IS em percentagem. Analisando o histograma da Figura IV.10, verifica-se que as classes predominantes são as de susceptibilidade média-baixa (entre 25 a 45). A ocorrência de classes médias-altas (55 a 65,5) fica pelos 6%. 76

95 Fazendo uma análise da ocorrência das classes mais altas (45-55 e 55-65,5), e comparando com a localização das áreas agrícolas (carta da Ocupação do solo), verifica-se que a ocorrência de classes mais altas coincide em 51% (Figura IV.12) com as regiões onde existe actividade agrícola, conforme se verifica na Figura IV.11. Figura IV.11 Localização da ocorrência de classes mais altas do IS em zonas agrícolas. Figura IV.12 Distribuição da ocorrência de classes mais altas do IS calculado e ocupação do solo por zonas agrícolas. Apesar de o aquífero não se encontrar presentemente contaminado por nitratos, conforme se verificou aquando da hidroquímica das águas em estudo, nestas zonas agrícolas inseridas em classes mais altas há um maior risco de contaminação das águas subterrâneas por nitratos. Analisando as áreas onde ocorrem os focos de poluição mais críticos (suiniculturas, indústria extractiva e o Aterro Sanitário do Oeste), verifica-se que nestas zonas também há ocorrência de classes mais altas, sendo também áreas de maior risco. 77

96 78

97 V. Delimitação de Perímetros de Protecção para as Captações de Abastecimento Público AC22 e AC23 V.1 Introdução O Decreto-Lei n.º 382/99 de 22 de Setembro veio estabelecer normas e critérios para a delimitação de perímetros de protecção para captações de águas subterrâneas destinadas ao abastecimento público, com a finalidade de proteger a qualidade das águas dessas captações. Estão abrangidas pelo referido Decreto-Lei as captações de água subterrânea destinada ao abastecimento público de água para consumo humano de aglomerados populacionais com mais de 500 habitantes ou cujo caudal de exploração seja superior a 100 m 3 /dia. Segundo o Decreto-Lei n.º 382/99, os limites das áreas dos perímetros de protecção dependem da geologia, das características hidráulicas do aquífero e da quantidade de água a extrair. Nessas áreas estabelecem-se, em torno das captações, restrições à utilização do solo e alterações do seu uso, de modo a se poder assegurar a protecção da qualidade das águas subterrâneas subjacentes. De referir que a delimitação destas áreas terá de ter em consideração factores económicos, nomeadamente o custo-benefício da utilização da água comparativamente com o uso do solo. O objectivo primordial dos perímetros de protecção é evitar a chegada de poluentes a uma captação de abastecimento público. No entanto, é necessário também salvaguardar que caso este atinja a captação, sofra suficientes processos de atenuação até a alcançar, permitindo um abastecimento público de qualidade. Assim, os perímetros de protecção devem permitir que haja um intervalo de tempo suficiente para que se consigam encontrar alternativas de abastecimento à captação, se esta estiver em risco de poluição. Com base em estudos experimentais desenvolvidos em laboratórios alemães e de acordo com diversos autores (Canter et al., 1987; in Lobo Ferreira e Krijgsman, 2001), supõe-se que, em águas subterrâneas, uma eliminação a 99,9% de bactérias seja alcançada entre 10 e 100 dias, em função do tipo de solo, da temperatura de incubação e da humidade do solo. O limite de 50 dias foi escolhido para o desenvolvimento desta metodologia por, em geral, se aceitar ser este o tempo de percurso que permite a eliminação de vírus e bactérias patogénicas nas águas subterrâneas, em particular E. Coli (Lobo Ferreira e Krijgsman, 2001). 79

98 Existem várias zonas de protecção que são delimitadas pelos diferentes perímetros. Estas zonas denotam o risco associado à contaminação, ou seja, quanto maior o risco de contaminação da água subterrânea que contribui para a captação, maiores as restrições às actividades humanas. Assim, de acordo com o Decreto-Lei n.º 382/99, consideram-se: Zona 1: Protecção imediata. É a zona mais próxima a captação, e é a que tem maiores restrições (restrições absolutas). Está proibida qualquer actividade excepto as que dizem respeito às próprias instalações da captação. Zona 2: Protecção intermédia. Zona que envolve a anterior. A sua função é proteger o aquífero da contaminação microbiana. Deve atingir um tempo de resposta suficiente para tomar as medidas precisas antes de o poluente atingir a contaminação. Zona 3: Protecção alargada. Zona que envolve as anteriores e que tem como objectivo proteger a captação de poluição de grande persistência. Em caso de poluição deve garantir um tempo suficiente para se encontrar uma fonte nova. A legislação em vigor contempla ainda zonas de protecção especial, zonas de protecção contra a intrusão salina, e protecção de quantidade (controlo de volume de água extraído). Os factores que poderão influenciar futuramente a forma e o tamanho da área delimitada são, entre muitos outros: mudanças de recarga, implantação de captações no interior do perímetro de protecção ou perto dos seus limites e alterações do caudal de extracção. A captação AC22, conforme referido anteriormente, não tem qualidade suficiente, de acordo com a legislação em vigor, para fins de produção de água para consumo humano. Tanto esta, como a captação vizinha AC23, são actualmente exploradas para abastecimento público, servindo 719 e 804 habitantes respectivamente, ainda que a água captada seja misturada com a de outras origens (Zona 2, ver II.8 Caracterização do Abastecimento). A escolha de furos para a delimitação de perímetros de protecção recaiu para estas duas captações, pelas razões referidas e dada a sua proximidade geográfica, o que permite a delimitação dos seus perímetros de protecção em conjunto. 80

99 V.2 Metodologias para a Delimitação de Perímetros de Protecção A partir da publicação do Decreto-Lei nº 382/99 de 22 de Setembro, tornou-se necessário o desenvolvimento de estudos hidrogeológicos para o cálculo dos perímetros das zonas de protecção de captações públicas que extraiam mais de 1000 m 3 /d ou que sirvam mais de 500 habitantes. Existem diversas metodologias: geométricas (para delimitação de raios fixos arbitrários, como é o exemplo do raio da zona de protecção imediata proposto pelo Decreto-Lei n.º 382/99), analíticas e numéricas, propostas por diversos autores, dos quais se destacam no âmbito do presente trabalho o método analítico proposto pelo referido Decreto-Lei, o método do Raio Fixo Calculado. Estes são comparados com os resultados obtidos pela modelação numérica realizada, que em seguida se descreve. V.2.1 Modelação Numérica Escoamento Subterrâneo A modelação numérica foi realizada usando a ferramenta ASMWin Aquifer Simulation Model para Windows. O programa ASM baseia-se no método das diferenças finitas para resolução das equações de fluxo, permitindo assim a realização de um modelo de escoamento bidimensional. A discretização espacial do aquífero ou área a modelar corresponde à definição de células quadradas ou rectangulares. O cálculo da cota piezométrica de cada célula é realizado através do cálculo de uma equação de diferenças finitas, que expressa a relação do balanço hídrico através da cota piezométrica de um nó da malha (esquema de nós centrados) e as cotas de cada um dos 4 nós adjacentes. O sistema de equações linear de diferenças finitas pode ser expresso em notação matricial como (Equação V.1): A. x = b (V.1) Onde A é o coeficiente matricial gerado pelo ASWIN através do uso de dados especificados pelo utilizador e introduzidos no modelo; b é um vector de fluxos definidos, termos associados com as condições de fronteira pré-definidas de potencial constante e coeficientes de armazenamento de cada célula; x é um vector de cota piezométrica para cada célula. Um valor de cota piezométrica para cada célula é computado, que no caso de regime permanente é o valor introduzido e no caso do regime não-permanente é o valor de cota para o fim de cada passo no tempo (Chiang et al., 1998). 81

100 V Modelo Local Com o objectivo de delimitar os perímetros de protecção para as zonas intermédia e alargada, das captações municipais AC22 e AC23, desenvolveu-se um modelo bidimensional, a nível local (Figura V.1). Uma vez que em toda a área do aquífero em estudo apenas se dispõem de 4 captações de monitorização da rede piezométrica, na perspectiva de validar o modelo, a área escolhida para o mesmo abrangeu um dos pontos de monitorização (captação 362/89). Figura V.1 Localização do modelo local em relação à área total do aquífero; a vermelho furos de captação para os quais se delimitam os perímetros de protecção, a amarelo o ponto de monitorização O modelo local, com orientação NE-SW, cobre uma área de 5x2,8 km. A discretização espacial do mesmo foi realizada através de 54 linhas e 33 colunas de células quadradas de 100 m de lado, exceptuando nas zonas onde estão inseridos os furos de captação, onde se delimitaram células com aproximadamente 33 m de lado (note-se que nas linhas e colunas onde estão inseridos os furos, as células podem apresentar forma rectangular, de 100x33 m) (Figura V.2). 82

101 N Figura V.2 Discretização do modelo local no ASMWin (a azul as condições de fronteira) Considerou-se o aquífero confinado e que o escoamento de águas subterrâneas se processa em regime permanente. Base e Topo do Aquífero O topo do aquífero foi considerado tendo em conta as cotas altimétricas da região (obtidas pelo Modelo Digital do Terreno, cuja cota 0 é referente ao nível médio das águas do mar) e a base tendo em conta a profundidade dos últimos ralos nos furos locais, parâmetros descritos com mais detalhe em capítulos anteriores. Assim, definiu-se o topo de +100 a +50 m e a base de -100 a -50 m. Porosidade Ainda que se conheça a heterogeneidade do sistema, o valor de porosidade eficaz atribuído ao modelo foi uniforme, no valor de 10%. Para tal, teve-se em consideração as litologias pertencentes ao sistema aquífero, arenitos e argilas fracturadas, e a tabela do Anexo do Decreto-Lei n.º 382/99 (Anexo V.1), com valores indicadores de porosidade consoante as litologias. Condições de fronteira e Piezometria As condições de fronteira foram consideradas tendo em conta o sentido de fluxo na região (de NE para SW), conforme se descreveu num capítulo anterior (II.6.2 Piezometria). Estão representadas a azul na Figura V.2., sendo estas células consideradas a potencial constante. Os valores de potencial hidráulico mais elevados estão a NE (78 m) e os valores mais baixos a SW (55 m). Como já foi referido, inseriu-se um ponto de observação, correspondente à captação 362/89 (ponto de monitorização da piezometria), cuja cota piezométrica é conhecida (correspondendo a 54 m), de modo a tentar validar o modelo. 83

102 Transmissividade Os valores de transmissividade considerados para o modelo local tiveram em consideração apenas os valores conhecidos que se situam dentro da área modelada (Tabela V.1). A média local é de 0,0002 m 2 /s, sendo superior à média regional (ver II.6.3 Transmissividade) de 0,00015 m 2 /s. Tabela V.1- Valores de Transmissividade (m 2 /s) conhecidos dentro da área modelada M P T (m 2 /s) , , , , , , , Média: 0, Numa primeira fase, considerou-se que a Transmissividade é homogénea para toda a área modelada, usando a média local. Correndo o modelo de fluxo, verifica-se que a cota piezométrica que se obtém no ponto 362/89 é coincidente com o valor conhecido, de 54 m (Figura V.3). 362/89 Figura V.3 Sentido de fluxo das águas subterrâneas do modelo local, sem recarga e sem bombagem. 84

103 Inserindo o valor de recarga de 2,54E-09 m/s (correspondente a 10% da precipitação, abordado em II.3 Caracterização Climática) e caudal de bombagem de -0,015 m 3 /s, que corresponde ao caudal máximo de exploração das duas captações AC22 e AC23, conforme dados fornecidos pela ARH Tejo, obtem-se o fluxo de escoamento representado na Figura V.4. Figura V.4 - Sentido de fluxo das águas subterrâneas do modelo local, com recarga e com bombagem. V Modelação Estocástica Os resultados do modelo estão normalmente associados a incerteza dada as limitações do conhecimento dos parâmetros que representam o sistema aquífero real. Parâmetros como recarga e transmissividade a pequena escala são difíceis de conhecer. Assim, todos os modelos de águas subterrâneas envolvem incerteza. Os modelos estocásticos são amplamente utilizados para ter em conta esta incerteza. Na abordagem estocástica, os parâmetros do modelo tomam a forma de distribuição probabilística de valores, ao invés de séries deterministas de valores (Chiang, et al.,1998). Numa primeira análise, considerou-se uma média de valores de transmissividade, atribuindo o mesmo valor para cada célula. No entanto, a transmissividade não é homogénea a todo o sistema. Assim, usa-se um método de simulação estocástica para gerar 10 imagens equiprováveis de fluxo subterrâneo, considerando a transmissividade um parâmetro heterogéneo. A aplicação Field Generator do ASMWin permite gerar campos de transmissividade com distribuições heterogéneas. Estes campos, materializados por matrizes numéricas, em que a cada célula 85

104 corresponde um valor de transmissividade, correspondem a diferentes cenários hipotéticos equiprováveis para o método utilizado. Considerando que a transmissividade tem uma distribuição log-normal, o ASMWin utiliza a média e o desvio padrão, de forma a gerar uma imagem equiprovável de um campo de transmissividade, A Tabela V.2 resume os valores dos parâmetros utilizados na geração de 10 campos heterogéneos de Transmissividade para a simulação estocástica. Tabela V.2 Valores inseridos para a geração de 10 campos heterogéneos de transmissividade Parâmetros do Field Generator Valores inseridos Nº de realizações 10 Valor Médio de T (m2/s) 0, Valor Médio de T (log10) -2,82619 Desvio Padrão (log10) 0, Distância de Intercorrelação (Cx) (1) 1 Distância de Intercorrelação (Cy) (1) 1 N.º de células na direcção XX 54 Número de células na direcção YY 33 (1) Considera-se que esta distância corresponde à amplitude de variografia sobre a distância Para cada matriz de transmissividade gerada, existe um modelo de fluxo de escoamento associado. Estes são diferentes entre si, mas com a mesma probabilidade de ocorrerem num enquadramento real. Comparando um modelo de fluxo obtido com um dos campos de transmissividade simulados com o obtido com valores de transmissividade homogénea (Figura V.5): Figura V.5 Isopiezas para valores de transmissividade homogénea (à esquerda) e para um modelo de fluxo obtido com um campo de transmissividades gerado por simulação (sim1, à direita) Pela observação da Figura V.5, verifica-se que existe uma maior assimetria no fluxo para o caso da simulação, com valores de transmissividade heterogéneos. 86

105 V Delimitação de Perímetros de Protecção O módulo ASMPATH, do programa ASMWin, permite a computação do traçamento de partículas e os seus tempos de viagem. Definindo um período de tempo, este módulo permite a definição de isócronas para o tempo que uma partícula demora a chegar a uma captação, sendo esta injectada em qualquer ponto fora da mesma, ou determinar o tempo que a partícula demora a chegar a um qualquer local da envolvente da captação, tendo como origem a própria captação. Esta última característica do módulo é particularmente útil na definição de perímetros de protecção. Para definir as zonas de protecção intermédia e alargada o tempo definido pelo utilizador é de, respectivamente, 50 e 3500 dias (de acordo com o Decreto-Lei n.º 382/99). Fazendo a injecção de um poluente na captação e assumindo que o poluente faz a sua propagação ao ser transportado pela água no meio subterrâneo, ao fim de 50 dias ou 3500 dias podemos delimitar a área máxima a partir da qual o poluente pode chegar a essas captações de bombagem, definindo assim, a área a proteger para esse período. Nas Figura V.6 e Figura V.7, podem verificar-se as isócronas para 50 dias e 3500 dias para o modelo de fluxo considerando a transmissividade homogénea. 100 m Figura V.6 Isócronas para 50 dias para um modelo de escoamento com transmissividade homogénea 87

106 Figura V.7 Isócronas para 3500 dias para um modelo de escoamento com transmissividade homogénea Conforme se verifica pela Figura V.6 e Figura V.7, os perímetros gerados têm uma forma geométrica simétrica, sendo que para o perímetro de protecção intermédio (50 dias), a forma é quase circular (com um raio de cerca de 50 m). Em ambos os casos, evidencia-se o facto da área ocupada pelas isócronas estar preferencialmente direccionada contrariamente ao sentido do fluxo, situação mais evidente para os 3500 dias. 88

107 Aproximação Estocástica Como já foi referido, a transmissividade não é homogénea, e na medida em que o caminho de transporte preferencial das partículas vai depender da heterogeneidade do meio, cada um dos cenários equiprováveis de fluxo que se referiu no ponto anterior vai dar origem a um diferente cenário de perímetros de protecção. Para da zona de protecção intermédia, os resultados das simulações não foram muito diferentes do cenário com transmissividade homogénea. De facto, trata-se de uma área muito pequena, resultante da natureza confinada do aquífero. Assim, avaliam-se apenas os resultados obtidos para a zona de protecção alargada. Para cada simulação de modelo de fluxo, realiza-se o transporte do poluente, dentro da captação, como se este fosse de injecção e determina-se a localização final das partículas ao fim de 3500 dias. O resultado das 10 simulações encontra-se representado na Figura V.8. Figura V.8 Resultados gráficos das 10 zonas de protecção alargada (3500 dias) geradas para cada simulação de fluxo Cada cenário resultante da simulação é equiprovável para os critérios definidos. Assumindo uma postura proteccionista, o perímetro de protecção alargado a definir para as captações em estudo será a união de todos os resultados obtidos. 89

108 No entanto, existem zonas no modelo com maior risco de ocorrência de contaminação que outras, relacionado com a intersecção das várias áreas simuladas. Em seguida, analisa-se esta incerteza com um mapa de risco, fornecendo uma ferramenta de análise de risco de contaminação ao fim de 3500 dias para toda a área considerada. Para a elaboração do mapa de risco, usou-se a ferramenta ArcGIS. Começa-se por binarizar todas as matrizes obtidas pela simulação, considerando células quadradas de 10 m, atribuindo 0 e 1 para cada célula, sendo que 0 implica a não ocorrência de contaminação e 1 a ocorrência de contaminação, nas captações ao fim de 3500 dias. A escolha da dimensão das células a discretizar pretendeu obter uma boa definição das áreas obtidas. A soma das 10 matrizes obtidas vai dar um intervalo de 0 (não ocorrência de contaminação) a 10 (ocorrência de contaminação em todas as matrizes), o que podemos transformar em probabilidades, dividindo pelo número de simulações. O mapa de risco apresenta-se na Figura V.9. Figura V.9 - Mapa de Risco da ocorrência de contaminação das captações ao fim de 3500 dias, para o modelo realizado (valores de 0-100%), comparação com o perímetro obtido considerando a transmissividade homogénea (T_hom). Conforme se verifica na Figura V.9, o perímetro obtido considerando a transmissividade homogénea a toda a área tem tendência a subvalorizar certas áreas e a sobrevalorizar outras, ainda que considere a direcção do fluxo de água subterrânea. 90

109 A localização do mapa de risco em relação a toda a área em estudo (aquífero de Torres Vedras) pode ser visualizada na Figura V.10. Figura V.10 - Localização do Mapa de Risco em relação ao Aquífero de Torres Vedras Esta metodologia pode ser de grande importância aquando da tomada de decisão, relativamente ao uso restrito do solo que o Decreto-Lei impõe a estas zonas de protecção. Restrições da Ocupação do Solo O art.º 6 do Decreto-Lei 382/99 de 22 de Setembro diz respeito às servidões administrativas e restrições de utilidade pública, estabelecendo, para as diferentes zonas de protecção, quais as actividades e instalações que são interditas ou condicionadas. Na zona de protecção alargada verifica-se o condicionamento ou interdição de actividades e instalações. Os colectores de águas residuais, fossas sépticas, cemitérios, são instalações com uso condicionado, podendo existir nesta área, mas desde que comprovados, através de estudos hidrogeológicos, que não representam qualquer risco de poluição para a água subterrânea. As canalizações de produtos tóxicos, refinarias e indústrias químicas, são instalações interditas a esta zona de protecção (Jesus et al.1999). A localização do perímetro de protecção alargado, obtido através da sobreposição dos cenários de simulação estocástica, em relação ao mapa de ocupação do solo (adaptado de CORINE, 2000 e FARINHA et al., 2007), pode ser visualizada na Figura V

110 Figura V.11 - Localização do Perímetro do Protecção para a zona alargada para as captações AC22 e AC23 no mapa de ocupação do solo Conforme se verifica na Figura V.11, o perímetro de protecção delimitado abrange áreas agrícolas heterogéneas, meios semi-naturais e culturas anuais. De referir que o perímetro de protecção intermédio restringe a ocupação do solo para usos agrícolas e outras actividades que poderão ser condicionadas. A captação AC22 está inserida numa área agrícola heterogénea e a captação AC23 numa área destinada a Indústria transformadora, pelo que deverão ser analisados os riscos de contaminação destas duas actividades para as captações em questão. 92

111 V.2.2 Método analítico - Raio Fixo Calculado O método do Raio Fixo calculado é proposto pelo Decreto-Lei n.º 382/99 quando não seja possível a realização de estudos hidrogeológicos e mediante parecer da Direcção regional de Ambiente (DRA) territorialmente competente. Em anexo do referido diploma, a dimensão de cada zona é estabelecida de acordo com o tipo de aquífero. No caso em estudo, o aquífero é do tipo 1 - sistema aquífero confinado, cujo suporte é constituído por formações porosas. Os valores indicados pelo Decreto-Lei estão indicados na Tabela V.3. Tabela V.3 Dimensão de cada zona de protecção para aquíferos do tipo 1, de acordo com o Decreto-Lei n.º382/99. Tipo de Sistema Zona de Protecção Zona de Protecção Intermédia Zona de Protecção Aquífero Imediata Alargada Confinado r é o maior valor entre 40 m e r é o maior valor entre 350 m Formações Porosas r= 20 m r 1 (t=50 dias) e r 2 (t=3500 dias) Este método analítico calcula o raio de uma secção cilíndrica do aquífero (raio da zona de protecção), centrada na captação, com capacidade para conter o volume de água captada durante um determinado tempo de propagação. Está associado a um gradiente hidráulico mínimo e a uma ausência de recarga em que o único parâmetro hidrogeológico utilizado é a porosidade eficaz n. A equação volumétrica usada é a seguinte (Equação V.2): Qt r = (V.2) nhπ Em que: Q é o caudal de exploração da captação em (m 3 /dia) t é o tempo de propagação (dia) n é a porosidade eficaz do aquífero H é a espessura saturada da captação (m) r é o raio do perímetro de protecção (m) 93

112 Para as captações em estudo, apresenta as seguintes características: (Tabela V.4) Tabela V.4 Características das captações para o cálculo do Raio Fixo AC22 AC23 Q (m 3 /d) n (%) H (m) Dos quais resultam: Zona de Protecção Imediata: r = 20 m Zona de Protecção Intermédia (t = 50 dias): r 1 =3,7 m, logo r = 40 m (Tabela V.3) Zona de Protecção Alargada (t = 3500 dias): r 2 =31 m, logo r = 350 m (Tabela V.3) Para a zona de protecção intermédia, comparando com o resultado obtido aquando da modelação numérica (r=50 m), e tendo em conta que a geração deste se aproximava bastante de uma forma circular, os valores são em si muito semelhantes (r=40 m para o raio fixo calculado). Comparando o resultado obtido para a zona de protecção alargada, com os resultados obtidos por modelação estocástica (Figura V.12): Figura V.12 Comparação dos resultados obtidos para a Zona de Protecção Alargada pelo método do raio fixo e Modelação estocástica (apresentado o mapa de probabilidades como referência) 94

113 Conforme se verifica, através da análise da Figura V.13, os perímetros definidos com o ASM e com o método do raio fixo calculado não são concordantes. Assumindo uma postura proteccionista, a extensão do perímetro de proteção para a zona alargada das duas captações resulta na união das 10 simulações realizadas. O risco de ocorrência de contaminação nas captações, ao fim de 3500 dias, decresce à medida que nos afastamos das mesmas, tendo em conta a direcção contrária ao sentido de fluxo das águas subterrâneas. O perímetro gerado por modelação estocástica é assimétrico e irregular. O perímetro determinado com o raio fixo calculado não considera a direcção de fluxo. Assim, verifica-se que para as distâncias menores, ou seja, correspondentes à zona intermédia existe uma menor discrepância entre os dois tipos de perímetros. No entanto, para as distâncias maiores (zona alargada), a discrepância é mais notória. Estas diferenças resultam da ausência de dados hidrogeológicos (exceptando a porosidade) na delimitação de perímetros de protecção pelo método do raio fixo. 95

114 96

115 VI. Recomendações Futuras e Conclusões VI.1 Recomendações Futuras A realização do presente trabalho revelou algumas dificuldades e levantaram-se questões que merecem uma futura abordagem, nomeadamente: O modelo litológico realizado carece de calibração e ajuste, nomeadamente por terem sido interpolados calcários à superfície. Sugere-se o levantamento geológico da área em estudo a pequena escala, de modo a identificar as litologias aflorantes. A caracterização destas tem influência na vulnerabilidade à poluição do aquífero; Aumento da rede de monitorização da quantidade (piezometria), especialmente entre as estações 362/99 e a 362/86 para confirmar a direcção de fluxo neste sentido. Considera-se que a rede actual (4 estações de monitorização apenas) é escassa dada a heterogeneidade do aquífero em estudo; Levantamento e actualização dos pontos de água existentes no aquífero em estudo, situação que a ARH Tjo está a tentar corrigir com a obrigação de comunicação e licenciamento de todos os poços e furos existentes; acresce referir que o volume de água subterrâneo com destino à irrigação agrícola e indústria é ainda desconhecido na sua totalidade; As análises químicas da água subterrânea deverão ser realizadas com maior frequência em determinados parâmetros, nomeadamente potássio e nitratos, por estes poderem ter origem em contaminação agrícola; A monitorização da presença de pesticidas na rede de qualidade carece de actualização, a última análise realizada a estes parâmetros refere-se a 2005, e apesar de não ter revelado valores acima do limite legal, a periodicidade da análise destes elementos revela-se insatisfatória, dada a intensidade agrícola da região: Para além dos furos AC22 e AC23, os furos AC20 e JK1A (que exploram as formações de carácter aquífero de Torres Vedras e não o aquífero em si), servem, cada um, uma população de 501 habitantes. O Decreto-Lei n.º 382/99 impõe delimitação de perímetros de protecção para captações destinadas a abastecimento público para mais de 500 habitantes, pelo que se torna urgente a definição dos mesmos; 97

116 Recomenda-se uma rede de levantamento de valores de transmissividade actualizados para a área em estudo, uma vez que este parâmetro tem grande influência na delimitação de perímetros de protecção; Relativamente ao perímetro de protecção sugerido, delimitado através de modelação estocástica, recomenda-se a realização de mais simulações para a delimitação do mesmo: a realização de mais simulações irá tender para um padrão, obtendo-se provavelmente uma área mais regular; De referir que o perímetro de protecção intermédio restringe a ocupação do solo para usos agrícolas e outras actividades que poderão ser condicionadas. A captação AC22 está inserida numa área agrícola heterogénea e a captação AC23 numa área destinada a Indústria transformadora, pelo que deverão ser analisados os riscos de contaminação destas duas actividades para as captações em questão. VI.2 Conclusões A realização do presente estudo, que abrangeu áreas distintas, mas interligadas entre si, como o estudo hidroquímico, a caracterização da susceptibilidade à poluição e a posterior delimitação de perímetros de protecção, para o aquífero de Torres Vedras, permitiu concluir: Estamos diante de um aquífero do tipo multicamada e confinado, com a presença de numerosas lentículas argilosas que lhe conferem heterogeneidade; À superfície, afloram principalmente litologias argilosas, que aumentam o tempo de residência dos poluentes, actuando como uma protecção das águas subterrâneas a nível de poluição; não obstante, estas necessitam de protecção pois o risco de contaminação apesar de médio, existe e precisa de ser considerado; A água distribuída para a rede pública, cuja entidade gestora é o SMASTV, é maioritariamente composta por água adquirida à EPAL, sendo que as captações próprias contribuem de forma pouco significativa. O regime adoptado de exploração pretende garantir a operacionalidade do sistema de abastecimento em caso de rotura da conduta da AdO. No entanto, a água das captações próprias, no aquífero em estudo, encontra-se actualmente imprópria para produção de água para consumo humano; A fácies hidroquímica predominante no sistema aquífero de Torres Vedras é cloretada sódica e bicarbonatada cálcica, de mineralização média a alta, com ph neutro a ácido; 98

117 As medianas dos iões cloreto, sulfato, sódio e ferro excedem os valores máximos admissíveis para água de consumo humano; A análise temporal realizada aos parâmetros analisados de qualidade da água subterrânea para cada estação de monitorização indicou problemas passados de contaminação nalgumas captações, nomeadamente por hidrocarbonetos, manganês, bário, mercúrio e azoto amoníacal; Em todas as estações de monitorização analisadas e 2009, o valor de fluoretos era insuficiente relativamente ao exigido pela legislação em vigor; A qualidade da água subterrânea para produção para consumo humano do aquífero de Torres Vedras tem vindo a decrescer nos últimos 5 anos de análise; A maioria das águas subterrâneas analisadas pode ser classificada como boas para rega (Classificação USSLS, 1954), embora com algum perigo de alcalinização; A determinação do índice de susceptibilidade (Ribeiro, 2005a), relativamente à vulnerabilidade à poluição do aquífero em estudo, classifica o aquífero em estudo como sendo de susceptibilidade média-alta (classes predominantes 25a 45), não ocorrendo classes de valores extremos, sendo a classe mais alta de 55-65,5 (que ocorre em 6% da área total do aquífero); A ocorrência de classes mais altas está associada maioritariamente a zonas de ocupação agrícola, suiniculturas e aterro sanitário, de acordo com a carta de ocupação do solo realizada por adaptação do CORINE Land Cover (2000) e FARINHA et al. (2007); A delimitação do perímetro de protecção por modelação numérica para a zona intermédia das captações AC22 e AC23 revelou-se muito semelhante entre o método por modelação estocástica e método do raio fixo; no entanto, os resultados obtidos para o perímetro de protecção da zona alargada com estes dois métodos foram distintos entre si. O método do raio fixo não considera a direcção de fluxo de água subterrânea, nem outros parâmetros hidrogeológicos (exceptuando o valor de porosidade); Na ausência de estudos hidrogeológicos, a delimitação dos perímetros de protecção para as zonas de protecção intermédia parece ser eficaz, mas para o caso das zonas de protecção alargada este tem propensão para sobrevalorizar as zonas na direcção do fluxo de água subterrânea e subvalorizar as zonas na direcção contrária. 99

118 100

119 VII. Referências Bibliográficas ALMEIDA, C., MENDONÇA, J.J.L., JESUS, M.R., GOMES, A.J. (2000) Sistemas Aquíferos de Portugal Continental Torres Vedras O25, Centro de Geologia da Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa; APPELO, C.A.J e POSTMA, D. (2006) Geochemistry, Groundwater and Pollution, 2ª edição, AA Balkema Publishers, Roterdão; BATISTA, S., CEREJEIRA, M.J., SILVA, E., VIANA, P., SERÔDIO, L. (2004) Avaliação de Pesticidas e Nitratos na Água Subterrânea de Ecossistemas Agrícolas de 1996 a 2000, Associação Portuguesa de Recursos Hídricos, VI Congresso da Água; CHIANG, W.H; KINZELBACH, W.; RAUSH, R. (1998) Aquifer Simulation Model for Windows Groundwater flow and transport modelling, an integrated program; Gebrüder Borntraeger Verlagsbuchhandlung Berlin, Estugarda; Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de Agosto, Normas Critérios e Objectivos com a finalidade de proteger o meio aquático e melhorar a qualidade das águas em função dos seus principais usos, Diário da República nº 176, Série I Parte A, Ministério do Ambiente, Lisboa; Decreto-Lei n.º 382/99 de 22 de Setembro, Normas e Critérios para para a delimitação dos perímetros de protecção de captações para abastecimento público, Diário da República nº 222, Série I Parte A, Ministério do Ambiente, Lisboa; Directiva 2000/60/CE, de 23 de Outubro de 2000, Parlamento Europeu e do Conselho, Jornal Oficial da União Europeia; Edital n.º 08/2002, de Fevereiro de 2002, Assembleia Municipal de Cadaval; FARINHA, J., FERREIRA, J.C., RODRIGUES, E., QUARESMA, C., AMORIM, J., CARVALHO, P., FERREIRA, F., SOUSA, M. (2007) - Plano Municipal de Recursos Naturais, Volumes I e II, Câmara Municipal de Torres Vedras e Faculdade de Ciências e Tecnologia da Universidade Técnica de Lisboa; Inventário Nacional de Sistemas de Abastecimento de Água e de Águas Residuais (INSAAR) (2007), INAG; 101

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122 104

123 Anexos I

124 Anexo II.1 Carta Geológica a 1/ Figura A.II Enquadramento geológico do sistema aquífero de Torres Vedras (Adaptado das cartas geológicas à escala 1/ A (Lourinhã), 30-B (Bombarral), 30-C (Torres Vedras) e 30-D (Alenquer)). II

125 Anexo II.2 Parâmetros do Modelo Litológico Tabela A.II.2.1- Dimensões (x,y,z) da grid utilizada para o modelo geológico do Aquífero de Torres Vedras. Para a realização do modelo litológico, interpolou-se primeiramente a topografia da malha a partir das cotas das bocas dos furos (ficheiro topo.grd). podem ser observados os parâmetros seleccionados para a realização do modelo litológico, representado na Figura A.II.2.1. Figura A.II Parâmetros usados no Rockworks para a realização do modelo litológico do Aquífero de Torres Vedras. III