Mestrado Integrado em Engenharia do Ambiente

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1 Avaliação de Infiltração em Sistemas de Águas Residuais por Aplicação de Método dos Isótopos Estáveis Inês Machado Silva Passos Vieira Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em Mestrado Integrado em Engenharia do Ambiente Orientador: Prof. José Saldanha Matos (IST) Júri Presidente: Prof.ª Maria Joana Neiva Correia (IST) Orientador: Prof. José Saldanha Matos (IST) Vogal: Dr.ª Maria Adriana Canas Cardoso (Investigadora Auxiliar, LNEC) Vogal: Prof.ª Filipa Maria Santos Ferreira (IST) Outubro 2014

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3 Agradecimentos Em primeiro lugar, gostaria de agradecer aos docentes do curso de Engenharia do Ambiente, pela transmissão do conhecimento, pelo apoio e motivação e por me terem ajudado atingir os meus objetivos. Gostaria de mostrar a minha gratidão para com o meu Orientador da dissertação de Mestrado, o Professor José Saldanha Matos, pela transmissão do conhecimento científico, pela constante disponibilidade e pela oportunidade de participar neste projeto. Agradeço à Secção de Hidráulica e Recursos Hídricos e Ambientais do Departamento de Engenharia Civil, Arquitetura e Georrecursos do Instituto Superior Técnico, nas pessoas de, o Prof.º Rodrigo Proença de Oliveira, Eng.ª Rita Matos e Eng.ª Natércia Matias, pelo acompanhamento e apoio disponibilizado neste projeto. À empresa SIMTEJO, em especial ao Eng.º Pedro Póvoa, Eng.ª Susana Almeida, Eng.ª Vanda Barroso e Eng.º Nuno Pimentel, pela disponibilização dos meios necessários e pelo apoio demonstrado. Ao Dr. Rodrigo Maia, do Laboratório SIIAF, por toda a informação fornecida e pela disponibilidade e interesse na explicação do processo de análise laboratorial. Um agradecimento especial à Joana pela constante disponibilidade e colaboração no projeto, pela motivação e, sobretudo, pela amizade criada. À Vera Rodrigues por toda a informação transmitida e apoio disponibilizado. Às minhas colegas de curso, pela amizade, por todos os obstáculos que em conjunto ultrapassámos, pelo apoio e confiança depositada ao longo do curso, em especial nesta última fase, e, sobretudo, por terem tornado a passagem pelo IST uma das melhores etapas da minha vida. À minha família, em particular, aos meus pais, ao meu irmão e aos meus avós, pelo amor e preocupação, pelo orgulho e confiança. Ao Duarte, pelo carinho, pela motivação e pelo constante apoio e confiança incondicional. A eles dedico o meu trabalho e o meu sucesso. iii

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5 Resumo A infiltração de água subterrânea constitui um problema comum a muitos sistemas de drenagem de águas residuais, tanto a nível técnico como a nível económico e ambiental. De forma a avaliar estas afluências indesejadas, têm sido desenvolvidas diversas metodologias, essencialmente, convencionais. No entanto, estes métodos baseiam-se em hipóteses com elevada incerteza associada, o que frequentemente prejudica tanto o dimensionamento como o sistema. Assim, inicialmente no âmbito do projeto europeu de investigação APUSS (Assessing Infiltration and Exfiltration on the Performance of Urban Sewer Systems), foi desenvolvida e aplicada uma metodologia não convencional que ultrapassa algumas lacunas e incertezas decorrentes dos métodos convencionais. Esta abordagem recorre a uma propriedade intrínseca da água, designadamente, a razão isotópica de oxigénio. Posto isto, com a presente dissertação, pretende-se contribuir para a estimativa de caudais de infiltração em sistemas de drenagem urbanos, em tempo seco, recorrendo ao método dos isótopos estáveis de oxigénio, dando, assim, um contributo prático para a investigação em Portugal neste domínio. Para tal, este método foi aplicado no caso de estudo da Zona Alta da Bacia de Alcântara, em Lisboa, Portugal. Com a aplicação da abordagem referida, obteve-se um caudal médio anual de infiltração de, aproximadamente, 480 l/s, correspondendo a cerca de 38% do caudal total que circula na rede de drenagem. Em termos de indicadores de infiltração, obteve-se: 1,0 l/s por quilómetro de comprimento de coletor (infiltração unitária); infiltração específica de 1,6 m 3 /dia por centímetro de diâmetro e por quilómetro de comprimento de coletor e a taxa de infiltração por unidade de área impermeável de 22 m 3 /dia.haai. Palavras-chave: águas residuais, infiltração, método dos isótopos estáveis, razão isotópica, Zona Alta da Bacia de Alcântara v

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7 Abstract Groundwater infiltration is a common problem among several wastewater drainage systems, economically, technically and environmentally speaking. With the aim of assessing these parasitic waters, it has been developed several methodologies, mainly, conventional ones. However, these methods are based on assumptions that are highly uncertain, which, frequently, affects both system s design and the performance system. Therefore, initially under the European research project called APUSS (Assessing Infiltration and Exfiltration on the Performance of Urban Sewer Systems), it was developed and applied a non-conventional methodology that overcomes some gaps and uncertainties of conventional ones. This approach uses an intrinsic property, namely, the isotopic ratio of oxygen. Thus, the main purpose of this thesis is to contribute to the assessment of infiltration flow in urban drainage systems, by applying the oxygen stable isotopes method, in dry weather, giving its contribution to research in Portugal in this domain. Hence, this method is applied on a case study in the northern part of the Alcântara drainage basin, in Lisbon, Portugal. By applying this approach adopted in the case study, there was obtained an average annual infiltration flow of approximately 480 l/s, corresponding to about 38% of the total wastewater flow in the drainage system. In terms of infiltration indicators, there were obtained the following: a unitary average annual infiltration flows of, approximately, 1,0 l/s per kilometre of sewer length; a specific infiltration rate of 1,6 m 3 /day per centimetre of diameter and per kilometre of sewer length and a infiltration rate per impermeable drainage area of 22 m 3 /day.ha. Keywords: wastewater, infiltration, stable isotopes method, isotopic ratio, northern part of Alcântara drainage basin vii

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9 Índice do texto Agradecimentos... iii Resumo... v Abstract... vii Lista de Acrónimos... xviii 1 Introdução Enquadramento, relevância do tema e âmbito Objetivos da dissertação Estrutura da dissertação Afluências indevidas nos sistemas de águas residuais Considerações iniciais Ciclo urbano da água Sistemas de drenagem de águas em meio urbano Caracterização e composição das águas residuais Características e propriedades das águas residuais Componentes das águas residuais Afluências indevidas Definição do conceito de afluências indevidas Afluências indevidas nos sistemas de drenagem urbano Infiltração de água subterrânea nos sistemas de drenagem urbano Influência das águas subterrâneas Métodos convencionais para estimar infiltração Considerações iniciais Princípios transversais Breve descrição dos métodos Métodos de análise dos caudais Métodos químicos Método não convencional - O método dos isótopos estáveis de oxigénio Considerações iniciais Isótopos estáveis da água Fatores determinantes na abundância dos isótopos estáveis de oxigénio Análise laboratorial Abordagem do método Variação da razão isotópica δ 18 O na produção de águas residuais Apresentação de enquadramento Caso de estudo Considerações iniciais ix

10 5.2 Enquadramento Rede de drenagem do caso de estudo Características relevantes da região Considerações iniciais Clima e relevo Geologia e tipos de solo Uso do solo Caraterização do sistema de águas subterrâneas na bacia de Alcântara Considerações iniciais Hidrogeologia e Hidrologia da região Formações hidrogeológicas e permeabilidade do solo Nível hidrostático, produtividade e recarga das massas de água subterrânea Origem da água de abastecimento na Região de Lisboa Sistema da EPAL e abastecimento na região de Lisboa Sub-Bacia do Zêzere Castelo de Bode Trabalho de campo e resultados da investigação Considerações iniciais Metodologia de estimativa da infiltração Campanhas de amostragem Aspetos gerais Campanha de Verão Campanha de Inverno Análise de caudais na rede Apresentação dos resultados da investigação Análise da razão isotópica Análise global Análise por secção de medição Análise por origem de água Determinação dos caudais de infiltração na secção de Alcântara Aspetos gerais Período de Verão Período de Inverno Balanço anual Determinação de indicadores de infiltração Análise crítica dos resultados Considerações iniciais Comparação dos resultados com valores de referência x

11 6.6.3 Análise comparativa com outras metodologias de estimativas de infiltração Breve comparação com os métodos convencionais Comparação com a metodologia AdP Análise do padrão diário em tempo seco Análise da fiabilidade dos resultados Análise crítica das afluências Conclusões e perspetivas de trabalhos futuros Referências bibliográficas Anexos Índice de figuras do texto Figura 2.1: Ciclo urbano da água. Adaptado de Rhama (2007) Figura 2.2: Padrão diário típico de águas residuais domésticas. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) Figura 2.3: Componentes do caudal total que circula na rede de coletores. Adaptado de Staufer et al. (2012) Figura 2.4: Ilustração das origens de infiltração (identificado a branco) e de afluências indevidas (identificado a preto) no sistema separativo de drenagem urbana. Adaptado de (Ellis et al., 2010) Figura 2.5: Interior de um coletor da rede de saneamento, com evidências de infiltração (RedZone Robotics) Figura 2.6: Relação entre a água de infiltração no sistema de drenagem da comunidade de Ilmenau, Alemanha e a água armazenada no solo da bacia, no período de Adaptada de Wittenberg & Aksoy (2010) Figura 3.1: Volumes de infiltração obtidos com a aplicação dos métodos referido no Quadro 3.1, na bacia de Yzeron, dividida em diversas sub-bacias (França), entre 20/11/2002 e 09/12/2002. Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004b) Figura 3.2: Método de triângulo aplicado aos caudais afluentes à ETAR Dagmar, na Alemanha, de 01/01/1992 a 31/12/1995. Adaptado de Weiß et al. (2002) Figura 3.3: Aplicação do método do mínimo móvel aos caudais afluentes à ETAR Dagmar, na Alemanha, de 01/01/1992 a 31/12/1995. Adaptado de Weiß et al. (2002) Figura 3.4: Valores registados de concentração de CQO e de caudal total na secção da ETAR Uster, no período de 24 de Maio a 1 de Junho de 2003 (à esquerda) e na secção do coletor Rümland, no período de 19 a 27 de Novembro de 2003 (à direita). Adaptado de Kracht & Gujer (2004) Figura 3.5: Resultados da aplicação do método das séries temporais de cargas de poluentes na secção da ETAR Uster, no período de 24 de Maio a 1 de Junho de 2003 (à esquerda) e na secção do coletor Rümland, no período de 19 a 27 de Novembro de 2003 (à direita). Adaptado de Kracht & Gujer (2004) Figura 4.1: Fracionamento de Rayleigh. Adaptado de Arizona Board of Regents (2005) Figura 4.2: Exemplos de razões isotópicas δ 18 O de diversos tipos de água e o comportamento das mesmas face a alguns fatores. Adaptado de Ferrio et al., xi

12 Figura 4.3: Representação esquemática do funcionamento de DI-IRMS e CF-IRMS. Adaptado de Sulzman (2007) Figura 4.4: Espectrómetro de massa do Laboratório SIIAF, FC-UL (2014) Figura 4.5: Fonte iónica (à esquerda) e tubo de voo (à direita) do EM do Laboratório SIIAF, FC-UL (2014) Figura 4.6: Taças de Faraday e detetores de isótopos do EM do Laboratório SIIAF, FC-UL (2014) Figura 4.7:Curvas de incerteza do método dos isótopos estáveis. Adaptado de Dirckx et al. (2009) Figura 4.8: Valores obtidos da razão isotópica δ 18 O da água residual da bacia de Ecully, em Lyon, França entre 12 e 13 de Março de Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004a) Figura 4.9: Composição do hidrograma utilizando o método dos isotopos, relativo à bacia de Ecully, em Lyon, França entre 12 e 13 de Março de Adaptado de De Bénéditis & Bertrand- Krajewski (2004a) Figura 4.10: Caudal no sistema de drenagem da Cidade de Dresden, Alemanha, antes e depois de um evento pluvioso, em várias alturas do ano, entre os anos de 1995 e Adaptado de Karpf et. al (2007) Figura 5.1: Sistema multimunicipal da SIMTEJO, com destaque do subsistema de Alcântara e localização da ETAR de Alcântara (Simtejo, 2014) Figura 5.2: Bacias de drenagem de Lisboa (Matos et al., 2007) Figura 5.3: Fotografias aéreas da ETAR de Alcântara antes (à direita) e depois (à esquerda) da obra de reabilitação e reconstrução em Imagens retiradas de, respetivamente, HIDRA & ENGIDRO (2007) e SIMTEJO (2013) Figura 5.4:Sistema de drenagem de Alcântara, com a localização da Zona Alta e das Zonas Baixas (Algés-Alcântara e Terreiro do Paço-Alcântara (HIDRA; ENGIDRO, 2007) Figura 5.5: Localização do Caneiro de Alcântara na Zona Alta da Bacia de Alcântara (à esquerda) e identificação dos ramos do Caneiro de Alcântara, em toda a sua extensão (HIDRA; ENGIDRO, 2007) Figura 5.6: Geometria típica do Caneiro de Alcântara (HIDRA; ENGIDRO, 2007) Figura 5.7: Modelo Digital do Terreno da região da Zona Alta da bacia de Alcântara (Rodrigues, 2013) Figura 5.8: Mapa geológico da Zona Alta da bacia de Alcântara (Rodrigues, 2013) Figura 5.9: Uso do solo na Zona Alta da Bacia de Alcântara. Adaptado de HIDRA; ENGIDRO (2007) e Rodrigues (2013) Figura 5.10: Carta do uso do solo do Concelho de Amadora, em 2007 (Crucho, 2013) Figura 5.11: Unidades hidrogeológicas de Portugal Continental (à direita) e Sistemas de Aquíferos da Orla Ocidental (à esquerda), (Instituto Nacional da Água, 1997) Figura 5.12: Carta de permeabilidade do concelho de Lisboa com delimitação da Zona Alta da bacia de Alcântara, à escala 1:10000 (Rodrigues, 2013) Figura 5.13: Carta de permeabilidade dos solos do Concelho da Amadora (Crucho, 2013) Figura 5.14: Região Hidrográfica do Tejo (RH5) (imagem esquerda) e pormenor da Sub-bacia Hidrográfica do Rio Zêzere com referência e classificação do estado das massas de água xii

13 (imagem direita). As imagens foram retiradas, respetivamente, ARH do Tejo (2012b) e ARH do Tejo (2012a) Figura 5.15: Modelo Digital do Terreno da Albufeira de Castelo de Bode (APA, 2014) Figura 6.1: Localização dos pontos de recolha de amostras na bacia, em planta (Matos et al., 2014) Figura 6.2: Fotografias dos locais AF4,, AF2 e AF3,, respetivamente da esquerda para a direita (Matos et al., 2014) Figura 6.3: Localização dos pontos de recolha de amostras na bacia, em planta (Matos et al., 2014) Figura 6.4: Caudais médios registados em tempo seco, ao longo do dia de Inverno, na secção ALC200, nos anos de 2011, 2012 e 2013 (Matos et al., 2014) Figura 6.5: Caudais de Verão (nos dias 22, 23 e 24 de Julho de 2013) e de Inverno (considerando a média dos anos 2011, 2012 e 2013, em tempo seco) na secção de Alcântara (Matos et al. 2014) Figura 6.6: Razão isotópica δ18o de cada uma das amostras recolhidas na campanha de Verão (à esquerda) e na campanha de Verão (à direita). Adaptado de (Matos et al., 2014) Figura 6.7: Valores de 18 O medidos no ponto AF2, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.8: Valores de 18 O medidos no ponto AF3, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.9: Valores de 18 O medidos no ponto AF4, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.10: Valores de 18 O medidos no ponto AP1, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.11: Valores de 18 O medidos no ponto AP2, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.12: Valores de 18 O medidos no ponto AP3, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.13: Valores de 18 O medidos na secção CANETAR, nas campanhas de Verão (à esquerda) e de Inverno (à direita). Adaptado de Matos et al. (2014) Figura 6.14: Comparação dos valores de 18 O medidos nas duas origens de água freática, nos dias 22, 23 e 24 de Julho de 2013 (Matos et al., 2014) Figura 6.15: Comparação dos valores de 18 O medidos nas duas origens de água freática nos dias 12,13 e 14 de Março de 2014, e respetivo valor médio (Matos et al., 2014) Figura 6.16: Comparação dos valores de 18 O medidos nas duas origens de água potável nos dias 22, 23 e 24 de Julho de 2013, e respetivo valor médio (Matos et al., 2014) Figura 6.17: Comparação dos valores de 18 O medidos nas duas origens de água potável nos dias 12, 13 e 14 de Março de 2014, e respetivo valor médio (Matos et al., 2014) Figura 6.18: Valores de 18 O medidos na secção CANETAR, e valores médios de referência para águas residuais e infiltração Período de Verão (Matos et al., 2014) Figura 6.19: Caudal na secção ALC200 e caudais de infiltração medidos nos dias 22, 23 e 24 de Julho (2013) - Período de Verão (Matos et al., 2014) xiii

14 Figura 6.20: Hidrograma do caudal total de águas residuais e separação hidrográfica dos seus componentes, na secção CANETAR Período de Verão (Matos et al., 2014) Figura 6.21: Caudais de infiltração medidos na secção CANETAR em diversos instantes dos dias 22, 23 e 24 de Julho (2013), valor médio e limites superior e inferior - Período de Verão (Matos et al., 2014) Figura 6.22: Valores de 18 O medidos na secção CANETAR, e valores médios de referência para águas residuais e infiltração - Período de Inverno (Matos et al., 2014) Figura 6.23: Caudal na secção ALC200 e caudais de infiltração medidos nos dias 12, 13 e 14 de Março (2014) Período de Inverno (Matos et al., 2014) Figura 6.24: Hidrograma do caudal total de águas residuais e separação hidrográfica dos seus componentes, na secção CANETAR Período de Inverno (Matos et al., 2014) Figura 6.25: Caudais de infiltração medidos na secção CANETAR em diversos instantes dos dias 12,13 e 14 de Março (2014), valor médio e limite, superior e inferior Período de Inverno (Matos et al., 2014) Figura 6.26: Análise dos parâmetros da infiltração unitária (2) relativos à distância entre câmaras de visita (figura à esquerda) e à profundidade relativa do coletor (figura à esquerda) Figura 6.27: Padrão diário na secção CANETAR, no período de Verão, em 2013 (à esquerda) e no período de Inverno, em 2014 (à direita) Figura 6.28: Padrão diário na secção CANETAR, em termos anuais, com base nos valores registados no Verão de 2013 e Inverno de 2011, 2012 e Índice de quadros do texto Quadro 2.1: Principais componentes, comuns e complementares, dos sistemas urbanos de drenagem de AR. Adaptado de Matos (2003) Quadro 2.2: Principais propriedades da água residual. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) Quadro 2.3: Principais fatores, quantitativos e qualitativos, que, em regra, influenciam as caraterísticas das águas residuais, em sistemas de drenagem unitários. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) Quadro 2.4: Componentes do caudal que circula nos sistemas unitários de drenagem. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) Quadro 2.5: Componentes das afluências indevidas. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) e Rodrigues (2013) Quadro 3.1: Metodologias convencionais de avaliação da infiltração nos sistemas de drenagem. Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004b) Quadro 4.1: Abundâncias relativas de isótopos estáveis mais comuns e os respetivos padrões internacionais. Adaptado de Sulzman (2007) Quadro 4.2: Fatores que influenciam a razão isotópica δ 18 O Quadro 4.3: Resumo dos principais requisitos e limitações do método dos isótopos estáveis Quadro 5.1: Secções e respetivos declives dos ramos do Caneiro incluídos da área em estudo. Informação retirada de HIDRA & ENGIDRO (2007) Quadro 5.2: Dimensões da ribeira da Falagueira. Adaptado de HIDRA & ENGIDRO (2007) xiv

15 Quadro 5.3: Nível hidrostático de algumas formações da bacia em estudo. Adaptado de Rodrigues (2013) Quadro 5.4: Classes de produtividade das massas de água subterrânea (ARH do Tejo, 2012b) Quadro 5.5: Classificação da produtividade de algumas formações geológicas aflorantes à bacia em estudo. Adaptado de Rodrigues (2013) Quadro 5.6: Volumes anuais de captação do sistema EPAL, em Informação recolhida em EPAL (2012) Quadro 6.1: Procedimento adotado pelo projeto para aplicação do Método dos Isótopos Estáveis para avaliação da infiltração no sistema de drenagem de Alcântara. Baseado em Matos et al. (2014) Quadro 6.2: Identificação dos locais de medição da campanha de Verão. Adaptado de Matos et al. (2014) Quadro 6.3: Identificação dos locais de medição da campanha de Inverno. Adaptado de Matos et al. (2014) Quadro 6.4: Nomenclatura adotada na dissertação, na determinação dos caudais de infiltração no período de Verão Quadro 6.5: Parâmetros utilizados e resultados obtidos na aplicação do Método dos Isótopos Estáveis à secção CANETAR período de Verão (Matos et al. 2014) Quadro 6.6: Valores médios do caudal de infiltração (Qinf), caudal de águas residuais (QAR) e frações de infiltração (k e b) obtidos na secção CANETAR Período de Verão (Matos et al., 2014) Quadro 6.7: Nomenclatura adotada na dissertação, na determinação dos caudais de infiltração no período de Inverno Quadro 6.8: Parâmetros utilizados e resultados obtidos na aplicação do Método dos Isótopos Estáveis à secção CANETAR Período de Inverno (Matos et al., 2014) Quadro 6.9: Valores médios do caudal de infiltração (Qinf), caudal de águas residuais (QAR) e frações de infiltração (k e b) obtidos na secção CANETAR, no Inverno (Matos et al., 2014) Quadro 6.10: Síntese dos resultados da aplicação do método dos isótopos estáveis à Zona Alta da Bacia de Alcântara Quadro 6.11: Dimensões estimadas dos diâmetros das câmaras de visita e da profundidade Quadro 6.12: Comprimentos total e fictício da rede e caudais unitários (1) e (2) estimado para a Zona Alta da bacia de Alcântara Quadro 6.13: Caudal específico de infiltração estimado para a Zona Alta da bacia de Alcântara Quadro 6.14: Caudal de infiltração por unidade de área impermeável estimado para a Zona Alta da bacia de Alcântara Quadro 6.15: indicadores de infiltração estimado para a Zona Alta da bacia de Alcântara Quadro 6.16: Comparação da infiltração entre a bacia em estudo e as bacias estudadas no projeto APUSS Quadro 6.17: Comparação de indicadores de infiltração entre a bacia em estudo e as bacias estudadas no projeto APUSS. Retirado de Cardoso et al. (2004) Quadro 6.18: Hipóteses consideradas para a determinação da infiltração através da metodologia AdP xv

16 Quadro 6.19: Comparação entre os caudais de infiltração na secção CANETAR obtidos para os períodos de Verão (2013) e Inverno (2014) através da aplicação da metodologia AdP e da aplicação do método dos isótopos estáveis de oxigénio Quadro 6.20: Caudais médios totais (QT), mínimos noturnos (Qnoturnomin ), de infiltração (Qinf ), de água estritamente residual (QAR ) e valores médios de y para os períodos de Inverno, de Verão e em termos médios anuais Índice de anexos ANEXO I. Calendarização das Campanhas de Amostragem de Verão e Inverno... I ANEXO II. Procedimento de recolha de amostras para análise da razão Isotópica δ 18 O da água. III ANEXO III. Medições e Resultados das Campanhas de Amostragem para análise da razão isotópica δ 18 O da água... IV ANEXO IV. Elementos utilizados na determinação dos caudais de infiltração unitários e específicos ix ANEXO V. Determinação dos caudais de infiltração através da metodologia AdP....XV Índice de figuras em anexo Figura Anexa III-1: Razões isótópicas das amostras recolhidas na Campanha de Amostragem de Verão, nos dias 22 (à esquerda), 23 (no meio) e 24 (à direita) de Julho de 2013). Adaptado de Matos et al. (2014).... VIII Figura Anexa III-2: Razões isótópicas das amostras recolhidas na Campanha Amostragen de Inverno, nos dias 12 (à esquerda), 13 (no meio) e 14 (à direita) de Março de Adaptado de Matos et al. (2014)... VIII Figura Anexa V-1: Caudal de infiltração em função dos valores de K....XVII Figura Anexa V-2: Caudal de infiltração em função da distância entre câmaras de visita.... XVIII Figura Anexa V-3: Caudal de infiltração em função da profunidade relativa dos coletores.... XVIII Índice de quadros em Anexo Quadro Anexo I-1: Calendarização da Campanha de Amostragem de Verão (22, 23 e 24 de Julho de 2013)... I Quadro Anexo I-2: Calendarização da Campanha de Amostragem de Inverno (12, 13 e 14 de Março de 2014).... II Quadro Anexo II-1: Procedimentos a adotar na recolha de amostras, em cada local. Adaptado de Matos et al. (2014)... III Quadro Anexo III-1: Medições in situ e em laboratório (CQO e razão isotópica δ 18 O) da Campanha de Amostragem de Verão (22, 23 e 24 de Julho de 2013).... IV Quadro Anexo III-2: Medições in situ e em laboratório (razão isotópica δ 18 O) da Campanha de Amostragem de Inverno (12, 13 e 14 de Julho de 2014).... V Quadro Anexo III-3: Valores médios das razões isotópicas das amostras de água potável (δ AR) e água freática (δ inf); razões isotópicas de cada amostra de água residual total (δ T), coeficiente b, xvi

17 respetivo erro relativo Δb e critério Δb/b, para a 1ª e 2ª Campanhas de amostragem. Adaptado de Matos et al. (2014)... VII Quadro Anexo IV-1: Características cadastrais da rede de drenagem da Zona Alta da Bacia de Alcântara (Concelho de Lisboa) e determinação do diâmetro equivalente e do diâmetro ponderado.... IX Quadro Anexo IV-2: Características cadastrais da rede de drenagem da Zona Alta da Bacia de Alcântara (Concelho de Amadora, Falagueira) e determinação do diâmetro equivalente e do diâmetro ponderado.... XIII Quadro Anexo IV-3: Características cadastrais da rede de drenagem da Zona Alta da Bacia de Alcântara (Concelho de Amadora, Damaia) e determinação do diâmetro equivalente e do diâmetro ponderado....xiv Quadro Anexo V-1: Valores de K de acordo com o período do ano, idade das infraestruturas e posição das mesmas face ao nível freático (Águas de Lisboa e Vale do Tejo, SA)....XV Quadro Anexo V-2: Determinação do K ponderado, para os períodos de Verão e Inverno....XVI Quadro Anexo V-3: Resultados da aplicação da metodologia AdP...XVI Quadro Anexo V-4: Atribuição das posições dos coletores em relação ao nível freática e, consequentemente, do respetivo valor do parâmetro K no período de Verão, para o estudo deste parâmetro....xvii Quadro Anexo V-5: Atribuição das posições dos coletores em relação ao nível freática e, consequentemente, do respetivo valor do parâmetro K no período de Inverno, para o estudo deste parâmetro....xvii xvii

18 Lista de Acrónimos Sigla ADIST ai AF AP APUSS AR CANETAR CBO5 CF-IRMS CM Lisboa COT CQO CVL DGEG DI-IRMS DR DWA DWF EAWAG EE EM EPAL ETA ETAR FC-UL FS GWI I/E I/I INE Significado Associação para o Desenvolvimento do Instituto Superior Técnico Área impermeável Água Freática Água potável Projeto Europeu de Avaliação da Infiltração e Exfiltração no Desempenho de Sistemas de Drenagem Urbanos (do termo original em inglês, Assessing Infiltration and Exfiltration on the Performance of Urban Sewer Systems) Águas Residuais Secção do Caneiro de Alcântara junto à ETAR Carência Bioquímica de Oxigénio (5 dias) Espectrometria de massa da razão isotópica de fluxo contínuo, do termo original em inglês Continuous Flux Isotope Ratio Mass Spectrometry Câmara Municipal de Lisboa Carbono Orgânico Total Carência Química de Oxigénio Complexo Vulcânico de Lisboa Direção-Geral de Energia e Geologia Espectrometria de massa da razão isotópica de dupla entrada, do termo original em inglês Double Inlet Isotope Ratio Mass Spectrometry Decreto Regulamentar Associação Alemã para a Água Residual e Água, do termo original em alemão Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall Caudal em tempo seco (do termo em inglês, Dry Weather Flow) Instituto Federal da Suíça de Ciência e Tecnologia Aquática, do termo original em Alemão Eidgenössische Anstalt für Wasserversorgung, Abwasserreinigung und Gewässerschutz Estações elevatórias Espectrómetro de massa Empresa Portuguesa de Águas Livres, Grupo Águas de Portugal Estação de Tratamento de Água Estação de Tratamento de Águas Residuais Faculdade de Ciências da Universidades de Lisboa Água estritamente residual, do termo original em inglês, foul sewage Infiltração de água subterrânea, do termo original em inglês, groundwater infiltration Infiltração e Exfiltração, do termo original em inglês, infiltration and exfiltration Infiltration and inflow (infiltração e afluência) Instituto Nacional de Estatística xviii

19 IRMS Espectrometria de massa da razão isotópica, do termo original em inglês Isotope Ratio Mass Spectrometry IST Instituto Superior Técnico LNEC Laboratório Nacional de Engenharia Civil MA Massa de água MDT Modelo Digital do Terreno NMC Nível de máxima cheia NPA Nível de pleno armazenamento PEAASAR II Plano Estratégico de Abastecimento de Água e Saneamento de Águas Residuais II PGDL Plano Geral de Drenagem de Lisboa PGRH Plano de Gestão da Região Hidrográfica RDI Infiltração derivada da precipitação (do termo em inglês, Rain Derived Infiltration) Redox Reações químicas de oxidação e redução RH Região Hidrográfica RII Infiltração derivada da precipitação, do termo original em inglês, rain-induced infiltration SDT Sólidos Dissolvidos Totais SFT Sólidos Fixos Totais SIG Sistema de Informação Geográfica SIIAF Stable Isotopes and Instrumental Analysis Facility SIMTEJO Saneamento Integrado de Municípios do Tejo e do Trancão SST Sólidos Suspensos Totais SSV Sólidos Suspensos Voláteis ST Sólidos Totais SVT Sólidos Voláteis Totais tep Tonelada equivalente de petróleo UFC Unidades Formadoras de Colónias UV-VIS Espectro da radiação na gama de ultra-violeta e visível VSMOW Vienna Standard Mean Oceanic Water xix

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21 1 Introdução 1.1 Enquadramento, relevância do tema e âmbito Os sistemas de drenagem urbanos são essenciais para a economia, saúde e bem-estar da população em meio urbano. A integridade estrutural e a eficácia funcional de tais sistemas são parâmetros chave no que toca à garantia da saúde pública e económica, no que diz respeito ao transporte e tratamento necessário dos caudais de águas residuais. No ambiente urbano, o sistema de drenagem de águas residuais constitui uma das infraestruturas mais valiosas, envolvendo, por consequência, maiores custos (Kracht et al., 2008; Rauch & Vergos, 2010). Em grandes meios urbanos, as infraestruturas dos sistemas de drenagem encontram-se bastante deterioradas. Para além da idade avançada (em certos casos, mais de 100 anos), que frequentemente ultrapassa o tempo de vida estimado (50 anos) (Rauch & Vergos, 2010), uma das principais deficiências detetadas resultam das afluências indevidas, águas parasíticas, provenientes do solo (designadas de águas de infiltração) e decorrentes de eventos pluviais (afluências pluviais de escoamento direto), que entram no sistema de drenagem, maioritariamente, através de fendas e fissuras nos coletores e devido a descargas não autorizadas/não licenciadas (Metcalf&Eddy, 2003). De facto, a magnitude das afluências indevidas não é desprezável, podendo atingir valores na ordem de 70% (Wittenberg & Aksoy, 2010). As consequências deste fenómeno atingem tanto o domínio técnico, como, os domínios económico, social e ambiental. Os impactos técnicos, como a sobrecarga hidráulica e diluição dos poluentes na ETAR, comprometem a sustentabilidade económica destes sistemas a longo prazo (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a), com custos associados que podem atingir os 1.3M /m 3 /d, impactos sociais, com o risco acrescido de inundações e impactos ambientais, devido à descarga de excedentes (Ellis, 2001). Apesar de o fenómeno de infiltração não trazer apenas impactos negativos aos sistemas de drenagem, dado que favorece a autolimpeza do sistema, resultando na redução do risco de sedimentação e da formação de odores, evitando a corrosão dos coletores (Kracht et al., 2008), a magnitude dos impactos negativos referidos supera significativamente os benefícios que traz ao sistema. Geralmente, na ausência de dados experimentais do local, na fase de dimensionamento das infraestruturas é atribuído um valor de projeto baseado no regulamento, nomeadamente no Decreto Regulamentar 23/95, determinado através de estimativas convencionais. Contudo, tais valores são frequentemente subestimados, dado ao reduzido conhecimento do fenómeno e às hipóteses com elevada incerteza consideradas nessas metodologias, levando a consequências não esperadas, como as referidas anteriormente (Cardoso et al., 2002). Posto isto, torna-se essencial assegurar a prevenção e minimização, tanto da entrada de afluências indevidas como das perdas de caudal por exfiltração, resultando numa maior sustentabilidade do sistema e permitindo fechar o ciclo urbano da água (Ellis, 2001). Dadas as consequências 1

22 consideráveis da infiltração, é necessária a quantificação correta deste fenómeno na rede de drenagem, o que constitui uma questão essencial no que se refere à gestão da reabilitação orientada para o problema (Kracht et al., 2008). Tendo em conta que não é possível eliminar totalmente as águas de infiltração no sistema de drenagem urbano, é necessário controlar estes caudais (Cardoso et al., 2002). Em Portugal, este campo de investigação é considerado incipiente, sendo que os indicadores utilizados no planeamento e dimensionamento de infraestruturas de drenagem provêm, em geral, de trabalhos realizados no Estrangeiro. Desta forma, torna-se relevante aplicar as metodologias referidas em bacias de drenagem em Portugal. A presente dissertação foi desenvolvida no âmbito de uma prestação de serviços do Instituto Superior Técnico (IST), através da Associação para o Desenvolvimento do Instituto Superior Técnico (ADIST), à SIMTEJO, Saneamento Integrado de Municípios do Tejo e Trancão, para o projeto denominado Avaliação de caudais de infiltração na Zona Alta de Alcântara, incluindo contribuições dos caneiros da Falagueira e Damaia, Amadora. Este projeto teve a duração de, aproximadamente, 18 meses, entre 2013 e Os principais objetivos do projeto foram o estudo e avaliação de caudais de infiltração na Zona Alta da bacia de Alcântara, incluindo as contribuições dos caneiros da Falagueira e Damaia, da Amadora, em duas épocas do ano, Verão e Inverno. Rodrigues (2013) analisou os caudais de infiltração no período de Verão e em Matos, et al. (2014) são analisados os caudais de infiltração de ambos os períodos. 1.2 Objetivos da dissertação O objetivo principal da presente dissertação é contribuir para a estimativa de infiltração de água subterrânea, em tempo seco, em sistemas de drenagem urbanos recorrendo, nomeadamente, entre outros, ao método não convencional, denominado método dos isótopos estáveis de oxigénio. O caso de estudo da dissertação corresponde à Zona Alta da Bacia de drenagem de Alcântara, em Lisboa, Portugal. Os objetivos específicos do trabalho são os seguintes: Analisar contribuições dos caudais de infiltração de água subterrânea, em tempo seco, em relação ao caudal total residual e em relação ao caudal estritamente residual, no período de Verão e no período de Inverno, de forma a analisar a variabilidade temporal do fenómeno, e em termos de valor médio anual; Analisar caudais de infiltração de água subterrânea, em tempo seco, no período de Verão e no período de Inverno; Analisar a infiltração de água subterrânea através de alguns indicadores de infiltração, como a taxa de infiltração por unidade de área impermeável da bacia de drenagem; Análise do método dos isótopos estáveis de oxigénio, através da comparação dos resultados obtidos com valores de referência, nomeadamente, com os valores regulamentares e com os valores de casos de estudo realizados no Estrangeiro, e com 2

23 outras metodologias, nomeadamente, com o método do caudal mínimo e com uma metodologia proposta pela AdP (Águas de Portugal). Assim, a dissertação é, ainda, desenvolvida com o intuito de dar resposta à falta de informação e pesquisa em Portugal neste domínio de investigação, promovendo ainda uma gestão urbana mais consciente, baseada em dados mais fiáveis. 1.3 Estrutura da dissertação O presente documento encontra-se estruturado em 7 capítulos, descritos de seguida, de forma sucinta. No Capítulo 1 é abordado o enquadramento, relevância do tema e âmbito do trabalho, referindo ainda os objetivos que se pretende alcançar, bem como a estrutura do relatório. No Capítulo 2 é apresentada a fundamentação e contextualização teórica do tema desenvolvido na dissertação, referindo os aspetos mais relevantes para melhor compreender o assunto discutido no relatório, destacando a descrição do conceito e fenómeno das afluências indevidas, especificamente a infiltração, a qual constitui o componente em estudo na presente dissertação. No Capítulo 3 expõem-se os métodos que têm sido utilizados na avaliação da infiltração, denominados de métodos convencionais, com referência aos princípios transversais dos mesmos e descrição de dois tipos de métodos, métodos de análise de caudais e métodos químicos. No Capítulo 4 é descrito o método não convencional em estudo de avaliação de infiltração, o método dos isótopos estáveis de oxigénio, com apresentação de: o enquadramento teórico do instrumento de avaliação, os isótopos estáveis de oxigénio; a análise laboratorial da composição isotópica; a abordagem do método dos isótopos estáveis e uma pequena análise da possível variação da razão isotópica na produção de águas residuais. No Capítulo 5 apresenta-se o caso de estudo, sendo ele a Zona Alta da bacia de drenagem de Alcântara, onde é feito o enquadramento geográfico, técnico, hidrogeológico e climático, sendo ainda apresentada uma breve caracterização do sistema de águas subterrâneas na bacia em estudo. Por último, analisa-se a origem da água de abastecimento da Região de Lisboa. No Capítulo 6 apresenta-se o trabalho de campo e os resultados da investigação. Em primeiro lugar, apresenta-se o procedimento da metodologia de estimativa da infiltração utilizada na investigação. De seguida, é apresentada a descrição das campanhas de amostragem, no período de Verão e no período de Inverno. Segue-se a análise dos caudais da rede na secção terminal da bacia em estudo, nos períodos da campanha e em termos anuais. Posteriormente, apresenta-se os resultados da investigação, em relação à composição isotópica e em relação aos caudais de infiltração (em termos de balanço global e em termos de caudais específicos e unitários). Por fim, procede-se a uma análise crítica e interpretação dos resultados, em relação a diversos níveis, como a comparação com outras metodologias e fiabilidade dos resultados. Em último lugar, encontra-se as notas conclusivas em relação ao projeto desenvolvido e à relevância do mesmo, indicando ainda as perspetivas de trabalhos futuros. 3

24 2 Afluências indevidas nos sistemas de águas residuais 2.1 Considerações iniciais No presente capítulo apresenta-se a fundamentação e enquadramento teórico do tema desenvolvido na dissertação. Assim, neste capítulo será feita uma explicação concisa do ciclo urbano da água, incluindo as interações e processos envolventes. Segue-se uma descrição breve do sistema típico de drenagem urbano, explorando as classificações existentes e considerando as infraestruturas do sistema. Posteriormente, dedica-se um subcapítulo à caracterização do caudal que circula na rede, nomeadamente aos componentes do caudal e às suas propriedades (físico-químicas e biológicas) relevantes para a dissertação. Por último, é abordado um dos componentes importantes para o presente estudo, as afluências indevidas, especificamente, a infiltração. 2.2 Ciclo urbano da água O ciclo hidrológico constitui um dos conceitos fundamentais em hidrologia, no que toca à gestão de recursos naturais. Genericamente, este ciclo descreve interações, essencialmente, de armazenamento e circulação, entre a biosfera, atmosfera, litosfera e hidrosfera. O armazenamento é feito pela atmosfera, pelos oceanos, lagos, cursos de água, glaciares, pelo solo, pelas áreas nevadas e pelos aquíferos. A circulação entre os pontos de armazenamento referidos é feita graças a processos, como a evapotranspiração, condensação, precipitação, infiltração, percolação, degelo e escoamento, sendo estes considerados os componentes do ciclo natural da água. Com a crescente industrialização, crescimento populacional e consequente urbanização surge a necessidade de garantir à população serviços de água e saneamento, como o abastecimento e distribuição de água para consumo, drenagem, recolha e tratamento de águas residuais. Desta forma, o ciclo hidrológico é extremamente modificado e torna-se mais complexo, devido à influência e intervenção antropogénica, no que diz respeito ao percurso e origens de água, embora a estrutura principal do ciclo se mantenha intacta. Em consequência, surge o conceito de ciclo urbano da água. Assim, o ciclo urbano da água é constituído não só pelos pontos de armazenamento e processos de circulação referidos anteriormente e afetos à área urbana, mas também pelas infraestruturas e ligações implementadas com os serviços de água e saneamento, tal como se pode verificar na Figura 2.1. Deste modo, o ciclo urbano da água integra as etapas de captação, tratamento (ETA, Estação de Tratamento de Água e ETAR, Estação de Tratamento de Águas Residuais), adução e distribuição, consumo, recolha, drenagem e descarga (Marsalek et al., 2006). A captação constitui o primeiro componente do ciclo urbano da água, sendo recolhida água superficial armazenada em albufeiras ou água subterrânea dos aquíferos. De seguida, em regra, a água é sujeita a tratamento numa instalação adequada (ETA), onde sofre diversos processos físico-químicos apropriados às características da água de forma a torná-la própria para consumo. Através de um sistema adutor, a água é transferida para um reservatório perto da população servida, com o intuito de armazenar e regularizar o caudal, onde posteriormente é conduzida aos pontos de consumo pelo sistema de distribuição. Depois do consumo doméstico e industrial, a água, agora água residual, é descarregada no sistema de drenagem urbano, que a recolhe e a conduz à instalação de tratamento 4

25 (ETAR), onde é tratada de forma a respeitar os requisitos regulamentares que impedem a poluição do meio recetor (Figura 2.1) (Metcalf&Eddy, 2003; Gray, 2005) Figura 2.1: Ciclo urbano da água. Adaptado de Rhama (2007). 2.3 Sistemas de drenagem de águas em meio urbano Como foi possível verificar no ponto anterior (ponto 2.2), o sistema de drenagem de águas residuais (AR, abreviatura utilizada nesta dissertação) constitui um dos elementos do ciclo urbano da água. Este sistema é convencionalmente constituído por redes de coletores que transportam, essencialmente, águas residuais domésticas, industriais e pluviais (Matos, 2003). As características do sistema de drenagem de AR, como o tipo, dimensão e extensão dos coletores, dependem da população servida (nomeadamente, densidade populacional e distribuição espacial da população) e a localização das instalações de tratamento. A dimensão dos coletores é determinada pelo caudal e pela regulamentação local, no que diz respeito aos diâmetros mínimos (Metcalf&Eddy, 1981). Segundo a legislação portuguesa em vigor (Decreto Regulamentar 23/95, 1995), o sistema de drenagem pública de águas residuais é classificada de acordo com o tipo de água que transporta, sendo ainda dadas diversas indicações relacionadas, principalmente, com a caracterização, conceção e dimensionamento dos sistemas. Assim, considerando o ponto 1 do Art. 116º do DR 23/95, a rede de drenagem de AR pode ser designada de separativa, unitária, mista e separativa parcial ou pseudo-separativa, sendo que será apresentada, de seguida, uma breve descrição de cada tipo. Nos sistemas separativos, as águas residuais domésticas e industriais são transportadas por uma rede distinta da rede por onde escoam as águas pluviais ou similares, sendo compostos pela rede de coletores doméstico e pela rede de coletores pluviais (Decreto Regulamentar 23/95, 1995). Inicialmente, este tipo de sistema surgiu com o objetivo de reduzir os problemas de poluição aquando 5

26 as descargas de água não tratada no meio recetor, decorrentes da sobrecarga do sistema (Metcalf&Eddy, 1981). Em regra, o dimensionamento e conceção destes dois tipos de coletores são diferentes. Por exemplo, os coletores domésticos são dimensionados para o caudal de ponta instantâneo considerando as contribuições de AR domésticas, industriais, comerciais e de infiltração (Sousa). Por outro lado, os coletores pluviais são dimensionados a partir das precipitações médias máximas com uma duração igual ao tempo de concentração da bacia e com determinado período de retorno (Decreto Regulamentar 23/95, 1995). Além disso, este tipo de sistema permite que os dois efluentes estejam sujeitos a diferentes condições de tratamento e destino final, mais adaptado às suas características. Em regra, e em meios urbanos desenvolvidos, as AR domésticas são encaminhadas para uma ETAR e posteriormente descarregadas no meio recetor, enquanto as águas pluviais poderão ser descarregadas diretamente no meio ambiente ou, caso se justifique, poderão sofrer um tratamento inferior ao da AR. No entanto as redes separativas acarretam custos elevados de investimento, uma vez que é necessário dispor de dois tipos de tubagens. Acrescenta-se ainda que este sistema requer uma construção e implementação cuidadosa, no que diz respeito à correta ligação de ramais prediais (Matos, 2003). Por outro lado, as redes unitárias são constituídas por apenas uma única rede que transporta conjuntamente as águas residuais domésticas e industriais e águas pluviais ou similares. Inicialmente, este tipo de rede era muito utilizado por ser considerado o mais económico (Sousa, 2001), no entanto, atualmente os regulamentos locais determinam uma substituição progressiva dos coletores unitários pelos coletores separativos (Decreto Regulamentar 23/95, 1995). O sistema unitário preza-se pela simplicidade de projeto, face aos restantes tipos de sistemas, nomeadamente na ligação de ramais e coletores. No entanto, este está sujeito a grandes variações de caudais extremos (mínimo e de ponta), devido aos eventos de precipitação. Tais variações podem criar dificuldades ao nível do controlo das condições hidráulicas de escoamento em tempo seco, nomeadamente, levando à sedimentação de matéria em suspensão e a formação de gás sulfídrico, que pode provocar corrosão dos materiais da rede. Por este motivo, são necessários materiais mais resistentes à corrosão e, consequentemente, mais dispendiosos (Sousa, 2001). Com este tipo de sistema poderá haver descargas de excedentes poluídos, nos períodos de chuva, quando é ultrapassada a sua capacidade, resultando em eventuais impactos negativos no Ambiente. Se por um lado, o sistema unitário requer menores custos de primeiro investimento, tendo em conta que apenas é necessária a construção de um único tipo de coletor, por outro lado, acrescenta-se os encargos energéticos e de exploração em estações elevatórias (EE) e em ETAR, devido ao excedente de recolha pluvial em tempo de chuva (Matos, 2003). Mais ainda, o sistema unitário requer uma maior capacidade da ETAR, uma vez que o caudal da rede unitária é bastante superior, quando comparado com o sistema separativo, acrescendo, assim, 6

27 maiores custos. A este sistema estão ainda associadas baixas eficiências de tratamento, devido à diluição de poluentes com a afluência de caudal pluvial (Sousa, 2001). Existem ainda dois tipos de rede, rede mista e pseudo-separativa. A rede mista corresponde a uma conjugação dos dois tipos de sistemas referidos anteriormente, na medida em que uma parte se comporta como rede separativa e outra parte como sistema unitário. As redes pseudo-separativas comportam-se como redes separativas, apesar de, em condições extraordinárias, admitirem a ligação de águas pluviais ao coletor de águas residuais domésticas e industriais (Decreto Regulamentar 23/95, 1995). Independentemente do tipo de sistema de drenagem urbano, este é composto por diversos elementos, distinguindo três grupos: rede de coletores; sistema elevatório e os órgãos acessórios. De uma forma resumida, o sistema de drenagem é constituído pelos componentes apresentados no Quadro 2.1. Quadro 2.1: Principais componentes, comuns e complementares, dos sistemas urbanos de drenagem de AR. Adaptado de Matos (2003). Componente Rede geral de drenagem Ramais de ligação Redes interiores de edifícios Emissários e intercetores Sistemas elevatórios Descarregadores de tempestade Sifões invertidos Lagoas de amortecimento e de retenção Finalidade Componente comum destinado à recolha das AR do aglomerado ou conjunto de aglomerados, apresentando serviço de percurso. Componente comum que promove a ligação ou descarga de AR domésticas, comerciais, industriais e pluviais na rede de drenagem. Componente comum que transporta águas pluviais e águas de limpeza ou de excreta para o exterior do edifício. Componente comum destinado à condução de AR recolhidas pela rede de drenagem com serviço de percurso, para o local de tratamento ou de destino final. A descarga no oceano é feito pelos emissários submarinos. Componente complementar que transporta AR em situações onde a drenagem gravítica não é considerada técnica e economicamente viável a solução adequada. Órgãos complementares utilizados, em regra, em situações de avaria ou onde é necessário colocar fora de serviço componentes a jusante ou para fazer face à afluência excessiva de águas residuais. Órgãos complementares que incluem um ou mais trechos com escoamento gravítico sob pressão e são utilizados quando o escoamento com superfície livre não é técnica e economicamente viável. Órgãos complementares usados apenas em sistemas pluviais e, em condições excecionais, em sistemas unitários. Destinam-se, essencialmente, a reduzir os caudais de ponta de cheia através de efeitos de retenção e amortecimento. 7

28 2.4 Caracterização e composição das águas residuais Características e propriedades das águas residuais Ao considerar a infiltração como uma fração do caudal que circula na rede de drenagem de AR e que influencia as caraterísticas do mesmo, torna-se relevante a apresentação de uma breve descrição das propriedades da AR e dos componentes do caudal, sendo este o objetivo do presente ponto. A água residual corresponde a uma mistura complexa de compostos naturais orgânicos e inorgânicos, juntamente com compostos produzidos pela atividade humana (Gray, 2005). É caracterizada segundo as propriedades físico-químicas e biológicas que constam no Quadro 2.2. De notar que muitas das propriedades listadas estão correlacionadas, nomeadamente, a temperatura afeta tanto os gases dissolvidos na AR, como a atividade biológica (crescimento microbiano) na AR (Metcalf&Eddy, 2003). Quadro 2.2: Principais propriedades da água residual. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003). Tipo de propriedade Física Propriedades Sólidos Totais (ST), Sólidos Voláteis Totais (SVT), Sólidos Fixos Totais (SFT), Sólidos Suspensos Totais (SST), Sólidos Suspensos Voláteis (SSV), entre outros sólidos. Distribuição do tamanho das partículas, turvação, cor, transmitância, odor, temperatura, densidade, condutividade. Química Químicas inorgânicas: Amónia (NH4 + ), Azoto orgânico, Azoto Total, Nitritos (NO2 - ), Nitratos (NO3 - ), Fósforo inorgânico, Fósforo total, Fósforo orgânico, ph, alcalinidade, metais, gases (O2, CO2, NH3, H2S, CH4), entre outros. Químicas orgânicas: Carência Bioquímica em Oxigénio (CBO5), Carência Química em Oxigénio (CQO), Carbono Orgânico Total (COT), entre outros. Biológica Bactérias Coliformes, Microrganismos específicos (bactérias, protozoários, vírus), Toxicidade. A composição das águas residuais, em termos das suas propriedades, tem vindo a sofrer grandes alterações com a industrialização, o desenvolvimento tecnológico e a urbanização (Metcalf&Eddy, 2003). Atualmente as concentrações das características das águas residuais variam, essencialmente, de acordo com os hábitos de consumo (uso da água) e estado de saúde da população servida, nível de desenvolvimento económico, condições sazonais e atividades industriais, bem como, a infiltração e escoamento superficial. Assim e devido a estes fatores, a composição das AR possui variações horárias, diárias e sazonais (Gray, 2005). No entanto, considerando apenas o caudal estritamente residual, ou seja, desprezando a infiltração ou outras afluências indevidas no sistema, a produção de água residual per capita (capitação) em termos do seu padrão diário irá manter-se ao longo do ano. Por outro lado, ao considerar a água estranha ao sistema, como a infiltração ou em eventos pluviosos, esta poderá diminuir a concentração de CBO e SST, dependendo das caraterísticas da afluência. De facto, alguns 8

29 constituintes inorgânicos poderão aumentar, caso a água subterrânea que infiltra no sistema, contenha um teor elevado de compostos dissolvidos. Um outro aspeto interessante é o facto de, em regra, as águas residuais nos sistemas unitários possuírem uma maior concentração de matéria inorgânica que nos coletores domésticos da rede separativa, devido ao caudal pluvial que aflui à rede (Metcalf&Eddy, 2003). Apresenta-se de seguida, no Quadro 2.3, os principais fatores determinantes na composição das águas residuais, especificamente em sistemas unitários. Quadro 2.3: Principais fatores, quantitativos e qualitativos, que, em regra, influenciam as caraterísticas das águas residuais, em sistemas de drenagem unitários. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003). Fator Parâmetro Quantitativos Qualitativos Precipitação Origem de águas residuais Características da bacia de drenagem Tipo de Sistema e características de traçado e conservação Altura e volume Intensidade Duração Capitação e variação do consumo Tipo de origem: residencial, comercial, etc. Área Tempo de concentração Uso do solo Características do solo (permeabilidade) Controlo de cheias Diâmetro, inclinação e geometria das tubagens Caudal de infiltração Assoreamento Práticas de regulação de caudal Condições atmosféricas regionais Tipo de origem Práticas de gestão da bacia hidrográfica Acumulação e remoção de poluentes Processos químicos e biológicos Qualidade/origem da infiltração Em termos de produção de águas residuais, segundo Metcalf&Eddy (2003), a capitação de 240L/d.capita corresponde a um valor típico das zonas rurais, enquanto a capitação de 460 L/d.capita é característico de áreas urbanas. Mais ainda, segundo o Decreto Regulamentar 23/95, as capitações estritamente domésticas poderão variar entre 80L/d.capita, para uma população inferior a 1000 habitante, e 175L/d.capita, para uma população superior a habitantes Componentes das águas residuais Os componentes, isto é, tipos de caudal, que circulam na rede de drenagem dependem do tipo de sistema, podendo incluir os componentes que constam no quadro seguinte, Quadro 2.4. Nos sistemas separativos, especificamente, nos coletores domésticos, é transportado caudal doméstico, industrial e, ainda, afluências indevidas, já na rede unitária são transportados os quatro componentes referidos no Quadro 2.4. Em ambos os casos, os componentes variam de acordo com as condições locais e com a altura do ano (Metcalf&Eddy, 2003). 9

30 Cada componente do caudal referido anteriormente, no Quadro 2.4, possui uma composição típica das propriedades referidas no ponto anterior, ponto 2.4.1, distinta dos restantes componentes. Segundo o DR 23/95 (1995), Título IV, Capítulo I, Art. 115º: as águas residuais domésticas são caracterizadas por um teor elevado em matéria orgânica, facilmente biodegradável e conservativa no tempo; as águas residuais industriais possuem uma grande diversidade de compostos físicos e químicos, contendo uma elevada variabilidade ao longo do tempo; as águas pluviais apresentam, em regra, baixos teores em matéria poluente, em específico, de matéria orgânica, há semelhança das afluências indevidas. Quadro 2.4: Componentes do caudal que circula nos sistemas unitários de drenagem. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) Componente Caudal doméstico (ou sanitário) Caudal industrial Afluências indevidas Caudal pluvial Breve descrição Água residual descarregada de atividades residenciais, comerciais, institucionais, entre outras. Água residual produzida por atividades industriais Água que entra no sistema coletor através de acessos diretos ou indiretos. Infiltração diz respeito à entrada de água alheia ao sistema que entra na rede através de fugas nas juntas, fendas, fraturas ou paredes porosas. Afluências correspondem a águas pluviais que entram no sistema coletor pelas ligações pluviais (bacias de retenção), escorrência dos telhados, drenos de caves ou pelas tampas das câmaras de visita. Escoamento resultante de eventos pluviosos ou degelo. A quantificação destes componentes é essencial para o dimensionamento e conceção dos sistemas de drenagem e tratamento de águas residuais (Metcalf&Eddy, 2003). Por exemplo, os caudais domésticos são determinados a partir das capitações (L água para consumo/d.capita), tendo em conta o fator de afluência (a qual se obtém a capitação de afluência à rede). Por outro lado, os caudais industriais são determinados aquando a realização do inventário das unidades industriais abrangidas pela rede. Estas considerações constituem elementos base para o dimensionamento da rede de drenagem, sendo que a lei portuguesa em vigor, nomeadamente, o DR 23/95 (1995), prevê também os caudais de infiltração, cujas bases serão referidas no subcapítulo seguinte, no 2.5. A variação destes componentes constitui um aspeto a ter em consideração na fase de dimensionamento. Independentemente do tipo de sistema (unitário ou separativo), o caudal de água residual doméstica possui um padrão diário determinado essencialmente pelo padrão de consumo de água da população servida e que, como foi referido anteriormente, não varia consideravelmente ao longo do ano. Na Figura 2.2 apresenta-se um padrão diário típico do caudal de águas residuais domésticas, embora meramente representativo. 10

31 Figura 2.2: Padrão diário típico de águas residuais domésticas. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003). Mais ainda, no sistema unitário o caudal que circula na rede é fortemente influenciado por eventos pluviosos, pelo que em tempo húmido o caudal total é superior, quando comparado com o caudal em tempo seco. Por este motivo, o caudal registado em tempo húmido pode mascarar o padrão observado em tempo seco (Metcalf&Eddy, 2003). 2.5 Afluências indevidas Definição do conceito de afluências indevidas Como já foi referido no subcapítulo anterior (2.4), o caudal que circula na rede de drenagem de AR, não é apenas constituído por água estritamente residual, mas sim uma mistura desta com outros componentes, nomeadamente, com as afluências indevidas. A necessidade do estudo deste componente deve-se ao facto de as principais deficiências detetadas nas infraestruturas de drenagem urbana resultarem dos impactos provocados pelas afluências indevidas, que reduzem a eficácia e a eficiência das infraestruturas (Cardoso et al., 2002). Posteriormente serão explicadas as origens e consequências das afluências indevidas nos sistemas de drenagem de águas residuais, nomeadamente no ponto No entanto, torna-se necessário, em primeiro lugar, discutir o conceito de afluências indevidas, dada a variedade de definições e tipos encontrados na bibliografia consultada e a falta de uma definição universal deste conceito. Em Metcalf&Eddy (2003), as afluências indevidas são decompostas em 5 componentes, descritos no Quadro

32 Quadro 2.5: Componentes das afluências indevidas. Adaptado de Metcalf&Eddy (2003) e Rodrigues (2013). Componentes das afluências indevidas de percurso Descrição Água presente no solo que entra na rede de coletores através de coletores defeituosos, juntas, ligações e câmaras de visita. Infiltração Afluências pluviais base Diretas Totais Retardadas Água subterrânea descarregada nos coletores, devido a drenos, bombagens de caves, de sistemas de arrefecimento ou de pequenos cursos de água naturais canalizados. Este tipo de infiltração é estacionário e independente do estado de conservação do coletor. Água pluvial que entra nos coletores domésticos indevidamente, por ligações indevidas dos ramais pluviais de edifícios e sumidouros e por escoamento de telhados, drenos de jardins. Somas das afluências diretas em qualquer ponto do sistema, juntamente com descargas feitas a montante, por descarregadores de tempestade, por exemplo. Água pluvial que necessita de vários dias para drenar para os coletores, devido a reservas e áreas pantanosas na bacia natural, por exemplo. Outra abordagem do conceito, com a classificação baseada nos eventos de precipitação, é sugerida em Staufer et al. (2012), ilustrada pela Figura 2.3. Tal como referido no ponto anterior, ponto 2.4.2, nos coletores unitários, o caudal total é composto pela água estritamente residual e pelas afluências indevidas, sendo que o último é dividido por três constituintes: infiltração de água subterrânea (GWI, do termo em inglês, groundwater infiltration), infiltração derivada da precipitação (RII, do termo em inglês, rain-induced infiltration) e afluência direta pluvial ou afluência derivada de precipitação (RDI, do termo em inglês rain-derived inflow). Figura 2.3: Componentes do caudal total que circula na rede de coletores. Adaptado de Staufer et al. (2012). Como se pode ver pela Figura 2.3 a GWI é contínua, constante e dependente do nível freático do aquífero local, podendo observar-se flutuações sazonais ou anuais. As características da RII são semelhantes à GWI, uma vez que a percolação da água pluvial é influenciada pelas propriedades e capacidade de infiltração do solo. Por outro lado, tanto a RII como a RDI são diretamente influenciadas pelo escoamento pluvial, ao contrário do GWI. Além disso, dependem da quantidade de precipitação e duração dos eventos pluviosos e apresentam uma maior sensibilidade aos eventos pluviais e, por conseguinte, possuem uma maior variabilidade ao longo do ano. A RDI entra 12

33 diretamente no sistema de drenagem através de ligações indevidas ou pela abertura das câmaras de visita, pelo que é responsável pelos caudais de ponta durante e logo após os eventos pluviosos. Em suma, define-se afluências indevidas como águas parasitas ou alheias ao sistema de coletores, podendo entrar no sistema de diversos meios. Pode-se afirmar que as afluências indevidas englobam a infiltração de água subterrânea e as afluências pluviais. Este conceito é frequentemente referido, em inglês, como infiltration/inflow ou I/I (Metcalf&Eddy, 1981; Clemens et al, 2007). As afluências indevidas também são referidas como águas parasitas (Wittenberg & Aksoy, 2010) ou alheias ou estranhas ao sistema (do termo em inglês, extraneous flow or waters) (Kracht & Gujer, 2006). De uma forma geral, considera-se que a água de infiltração tem origem subterrânea, cujo fenómeno está associado a defeitos estruturais dos coletores e câmaras de visita, enquanto as afluências pluviais ocorrem devido a eventos de precipitação e podem entrar diretamente no sistema, sobretudo devido a ligações indevidas ou não licenciadas. Dada a variedade de designações sugeridas pela literatura e de forma a tornar claro os conceitos de afluências indevidas e, particularmente, a infiltração nesta dissertação, sugerem-se designações para os mesmos. Assim, serão utilizadas as designações infiltração e afluências pluviais de escoamento direto para referir as afluências indevidas de origem subterrânea e de origem pluvial, respetivamente. O conjunto das duas afluências referidas corresponde a afluências indevidas ou I/I Afluências indevidas nos sistemas de drenagem urbano A água estritamente residual pode, em certos casos e épocas do ano, ser um minoria do caudal que drena na rede. Em Weiß, et al. (2002) constata-se que, em sistemas unitários e em tempo húmido, tipicamente as contribuições médias de infiltração, água pluvial e AR são, respectivamente, 35%, 30% e 35%. Tal implica que 65% do caudal que circula na rede é devido a afluências indevidas. Este componente do caudal constitui um processo interativo que afeta dinamicamente o desempenho do sistema de drenagem urbano (Ellis, 2001). Enquanto as afluências pluviais de escoamento direto produzem caudais de ponta, dado que, a maioria está associada aos eventos pluviosos, as águas de infiltração variam de um modo mais lento, sendo influenciadas pela variação sazonal do nível freático do aquífero envolvente (Wittenberg & Aksoy, 2010). Os fatores principais que distinguem as duas componentes de I/I, a afluência pluvial de escoamento direto e a infiltração, são a natureza e a origem. Enquanto a infiltração engloba a entrada de água a partir do solo, a afluência abrange as descargas realizadas pela ou decorrentes da ação humana, sendo, por vezes designada como descargas não autorizadas/não licenciadas. Na figura seguinte, Figura 2.4, é apresentada uma ilustração representativa das diversas origens de afluências indevidas, num sistema separativo, diferenciando as origens de infiltração e as origens de afluências (do termo em inglês, inflow). 13

34 Figura 2.4: Ilustração das origens de infiltração (identificado a branco) e de afluências indevidas (identificado a preto) no sistema separativo de drenagem urbana. Adaptado de (Ellis et al., 2010) As afluências pluviais de escoamento direto incluem descargas devido a drenos de caves, de jardins, de nascentes, de áreas pantanosas e de tampas das câmaras de visita, caleiras, descargas de águas de refrigeração, a ligações cruzadas entre os coletores pluviais e os coletores de AR, bacias de retenção, água pluvial, escoamento superficial, limpeza de ruas (Metcalf&Eddy, 2003). Apesar disso, devem-se maioritariamente a ligações indevidas (não licenciadas ou não autorizadas) de ramais pluviais de edificações aos coletores domésticos principais (Cardoso et al., 2002). Segundo Weiß et al. (2002) a I/I não se mantém constante ao longo do ano. Tipicamente, verifica-se que a contribuição de I/I é máxima no Inverno e na Primavera e mínima no Verão e no Outono, podendo observar-se uma variação significativa. De facto, no Inverno o caudal de I/I pode atingir 10 vezes o caudal no Verão, em regra, em sistemas de drenagem com o valor médio elevado de I/I. Esta variabilidade de caudais coloca em questão os métodos usados para estimar as afluências indevidas que apenas se baseiam em alguns dias para obter os resultados. A variação sazonal do caudal de I/I não deve ser ignorada, uma vez que o valor médio poderá ser bastante inferior ao valor real, podendo originar o mal funcionamento do sistema, tal como já foi referido. Uma vez que a infiltração corresponde ao elemento de estudo da presente dissertação, esta merece uma maior atenção, pelo que de seguida, no ponto 2.5.3, apresentam-se aspetos relevantes de forma a melhor compreender o fenómeno de infiltração nos sistemas de drenagem Infiltração de água subterrânea nos sistemas de drenagem urbano Como já foi dado a entender, a infiltração é definida pela entrada de água, não desejada e não poluída, na rede de drenagem, tendo como origem a água subterrânea (Metcalf&Eddy, 2003), sendo 14

35 que esta definição também pode ser encontrada em DR 23/95 (1995), Título IV, Capítulo III, Art. 126º, ponto 1. O fenómeno de infiltração pode ser feito devido a dois processos principais (Ellis, 2001). A primeira, e com maior peso, processa-se através de fendas e fissuras nos coletores, juntas deterioradas ou defeituosas, ligações danificadas, e paredes das câmaras de visita (Metcalf&Eddy, 1981; Metcalf&Eddy, 2003; Kracht et al., 2008). O processo de infiltração poderá ser facilitado devido à permeabilidade da vala de assentamento do coletor (constituída por areia ou gravilha) (Ellis, 2001), acrescendo ainda o facto de, frequentemente, os coletores estarem posicionadas abaixo do nível freático, ficando sujeitas a pressão hidráulica (Wittenberg & Aksoy, 2010). O segundo mecanismo de infiltração corresponde ao vazamento hidráulico da água subterrânea existente no solo para o interior do coletor, quando o nível freático é elevado, especialmente após períodos chuvosos (Ellis, 2001). A água proveniente de ribeiras é também considerada como água de infiltração (Kracht et al., 2008). Na figura que se segue, Figura 2.5, é possível observar evidências da infiltração num coletor de saneamento. Figura 2.5: Interior de um coletor da rede de saneamento, com evidências de infiltração (RedZone Robotics) Outrora a infiltração não era necessariamente apontada como indesejada nos sistemas de saneamento. De facto, pequenos volumes de infiltração eram considerados vantajosos para os mesmos, uma vez que previnem a deposição de sedimentos e promovem as condições desejáveis de oxigénio, evitando que este se esgote (Kracht et al., 2008). Mais ainda, em períodos de chuva intensa ou em eventos de cheias, os coletores comportam-se como sistemas de controlo de cheias, impedindo que o nível freático aumente para níveis críticos (Karpf & Krebs, 2004). Atualmente é considerada uma afluência indesejada ou indevida, uma vez que provoca impactos negativos importantes sobretudo nos domínios económico, técnico e ambiental, nomeadamente os seguintes: Diminuição da capacidade hidráulica e, por conseguinte, deterioração dos coletores e ainda acelera o envelhecimento das infraestruturas de drenagem (De Bénéditis & Bertrand- Krajewski, 2004b; Kracht et al., 2003) Diminuição da eficiência das ETARs, devido à diluição dos poluentes, com o fator de diluição a variar entre 1:1 e 1:3 (Ellis, 2001). 15

36 Redução da capacidade das ETAR para receber águas pluviais e aumento dos tempos de retenção nos órgãos de tratamento, podendo conduzir a descargas no meio recetor de água não tratadas, provocando graves problemas a nível ambiental (Karpf & Krebs, 2004). Aumento do risco de inundações, descargas pelos descarregadores de emergência ou bypass ao tratamento do caudal, degradando a qualidade do meio recetor (Cardoso et al., 2002). Aumento do consumo de energia e custos de operação das EE e das infraestruturas das ETAR. Aumento da necessidade de manutenção, devido à possível entrada de sedimentos (solo erodido), e, possivelmente, maior sedimentação. A infiltração pode ser uma fração importante no caudal total que circula na rede, dependendo de um conjunto considerável de fatores. Tendo em conta o que foi referido, a taxa e o caudal de infiltração são influenciados, nomeadamente, por: a qualidade e estado do material, a extensão da área servida, a manutenção do sistema, as características hidrogeológicas locais (nomeadamente, o nível freático dos aquíferos), as condições topográficas e, embora indiretamente, a densidade populacional, uma vez que determina o número e o comprimento total das ligações prediais. Os materiais das infraestruturas e o seu estado determinam igualmente a magnitude da infiltração. De uma forma geral, nas redes mais envelhecidas, nomeadamente construídas na primeira metade do séc. XX, as juntas eram fabricadas por argamassa de cimento ou de compostos betuminosos e as câmaras de visita eram construídas com alvenaria. A deterioração deste tipo de materiais nas juntas e nas câmaras de visita aliada à reduzida impermeabilidade dos mesmos favorece consideravelmente a infiltração. Atualmente, os materiais utilizados na rede de saneamento apresentam uma maior qualidade, com paredes mais densas e com juntas seladas, o que promove uma maior durabilidade das infraestruturas, reduzindo a infiltração e resultando numa atenuação do aumento da taxa de infiltração, com o envelhecimento das mesmas. Em muitas bacias de drenagem, particularmente nos sistemas gravíticos, os troços principais (geralmente as estruturas mais antigas do sistema) seguem os cursos de água de forma a garantir que o escoamento é feito graviticamente, como é o caso do Caneiro de Alcântara (ver Capítulo 5), estando, por vezes abaixo do nível freático. Em consequência, os troços referidos estão sujeitos a um maior efeito de infiltração (Metcalf&Eddy, 2003). Assim, a infiltração em meio urbano constitui um problema comum e global. No Reino Unido, por exemplo, a infiltração varia entre 15 a 50% em relação ao caudal médio em tempo seco. Por outro lado, na Alemanha, no ano de 2003, verificou-se que a infiltração contribuía com cerca de 30% para o caudal que circula na rede de saneamento, tendo sido ainda determinado que 10% das ETAR registaram caudais de infiltração superiores a 50% do caudal médio em tempo seco (Kracht et al. 2008). Em termos quantitativos, admite-se que a infiltração pode variar entre 0,01 a 1,00 m 3 /d.mm-km, sendo que mm-km resulta do somatório dos diâmetros dos coletor (mm) multiplicados pelo respetivo 16

37 comprimento (km). Outra forma de expressar a infiltração seria em termos de caudal por unidade de área da bacia de drenagem, sendo que esse valor varia, em regra, entre 0,2 a 30 m 3 /d.ha, podendo atingir os 500 m 3 /d.ha em eventos pluviosos (Metcalf&Eddy, 1981). Em Portugal, na fase de projeto dos sistemas de drenagem são contemplados os caudais de infiltração, cuja determinação, baseada em métodos convencionais (Ver Capítulo 3), se encontra regulamentada no Decreto Regulamentar nº 23/95 de 23 de Agosto de 1995, Regulamento Geral dos Sistemas Públicos e Prediais de Distribuição de Água e Drenagem de Água Residuais. Um último aspeto a mencionar diz respeito à infiltração nas ligações prediais. Segundo a legislação em vigor, DR 23/95 (1995), Capítulo IV, Secção II, Art. 146º os ramais de ligação têm como finalidade assegurar a condução das águas residuais prediais, desde as câmaras de ramal de ligação até à rede pública. As ligações típicas dos ramais de ligação à rede coletora são as seguintes: ligação a uma câmara de visita; ligação a um coletor visitável e ligação a um coletor não visitável com diâmetro inferior a 0.8m (Kohout et al., 2010). As ligações prediais das AR, incluindo a extensão privada, fazem parte dos sistemas de drenagem urbanos e não devem ser desprezados, em matéria de avaliação e desenvolvimento de programas de reabilitação da rede, sendo que poderão igualmente ser alvos de infiltração (Joannis, 2010). Tendo em conta que, frequentemente, as ligações prediais carecem de supervisão e controlo adequados, estas podem ser sujeitas a taxas de infiltrações consideradas (Weiß et al., 2002). Em Ellis (2001) é referido que as ligações prediais poderão contribuir entre 30-40% da infiltração total na rede de drenagem, cujo processo é realizado através da vala de aterro (areia/cascalho) onde o coletor assenta e devido a juntas quebradas ou tubagem deteriorada. Apesar da contribuição considerável, para efeitos da presente dissertação, a infiltração nas ligações prediais não será considerada. Geralmente, na ausência de dados experimentais do local, na fase de dimensionamento das infraestruturas é atribuído um valor de projeto baseado no regulamento determinado através de estimativas convencionais (ver Capítulo 3) ou de valores determinados no estrangeiro. Contudo, tais valores são frequentemente subestimados, levando a consequências não esperadas, como as referidas anteriormente (Cardoso et al., 2002). Assim, de forma a colmatar a reduzida informação nesta área em Portugal, a elaboração de trabalhos de investigação e a aplicação de metodologias inovadoras constituem uma mais-valia, sendo que no Capítulo 6 serão apresentados os resultados de um caso de estudo em Portugal, mais concretamente, a bacia de drenagem da Zona Alta de Alcântara, em Lisboa. 2.6 Influência das águas subterrâneas Considerando que a água de infiltração tem origem na água subterrânea, importa apresentar um enquadramento teórico relevante deste recurso. De facto, em Wittenberg & Aksoy (2010) foi estudada a relação entre o armazenamento de água no solo e o caudal de infiltração no sistema de drenagem de Ilmenau, na Alemanha. A Figura 2.6 mostra 17

38 a forte correlação existente entre o nível freático e a infiltração nos coletores, pelo que se pode concluir, como seria expectável, que a infiltração é fortemente dependente da água subterrânea. Posto isto, torna-se evidente a necessidade do estudo do sistema de águas subterrâneas afeta à área do caso de estudo, que será feita no Capítulo 5. Figura 2.6: Relação entre a água de infiltração no sistema de drenagem da comunidade de Ilmenau, Alemanha e a água armazenada no solo da bacia, no período de Adaptada de Wittenberg & Aksoy (2010). Os recursos hídricos subterrâneos são influenciados pelas características do meio envolvente, em termos do enquadramento climático e geológico. A litologia e a estrutura da formação geológica constituem dois fatores de que depende a circulação de águas subterrâneas, destacando dois tipos de rochas, as rochas friáveis e as rochas compactas. Enquanto nas rochas friáveis a existência de águas subterrâneas depende da porosidade e da espessura, nas rochas compactas, o recurso hídrico é influenciado pela fracturação, estado de alteração e espessura (Oliveira, 2010). A alimentação de águas subterrâneas, isto é, o processo de recarga, constitui um fator relevante a ter em consideração. A recarga das águas subterrâneas é feita através de uma parte da precipitação. Aquando os eventos pluviosos, a precipitação segue essencialmente três direções. Uma porção entra nos troços pluviais ou noutros meios de drenagem, outra parte é evaporada ou absorvida pela vegetação e outra fração infiltra-se no solo, tornando-se água subterrânea. Esta última porção depende de diversos fatores, nomeadamente, das características da superfície (principalmente, a permeabilidade), da formação do solo, bem como, da taxa e distribuição da precipitação. De referir que uma menor permeabilidade, decorrente da urbanização, diminui a recarga dos aquíferos e favorece, por conseguinte, o escoamento superficial. Além disso, o nível freático pode, ainda, ser afetado pela percolação da água através do solo, proveniente dos rios ou outras massas de água (Metcalf&Eddy, 1981). 18

39 3 Métodos convencionais para estimar infiltração 3.1 Considerações iniciais O método para estimativa de infiltração nos sistemas de drenagem urbana estudado na presente dissertação constitui um método não convencional que permite colmatar algumas lacunas e incertezas que surgem com a aplicação de métodos convencionais (Rieckermann et al., 2010). Assim, com este capítulo pretende-se apresentar os métodos que têm sido utilizados no campo da infiltração em sistemas de saneamento, fornecendo uma breve descrição dos mesmos. O capítulo inicia-se com a fundamentação dos princípios gerais sobre os quais se baseiam os métodos em questão. De seguida, serão apresentados os métodos de análise de caudal e métodos químicos, incluindo uma explicação sucinta da abordagem de cada método. 3.2 Princípios transversais Os métodos convencionais podem dividir-se em dois tipos, dependendo dos princípios a que obedecem, sendo eles, métodos de análise de caudal e métodos químicos. Enquanto o primeiro se baseia na análise dos hidrogramas diários, no último é analisada a diluição de poluentes (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a). A descrição dos tipos de metodologias referidos será feita no subcapítulo seguinte (subcapítulo 3.3). Por norma, em ambos os tipos, a avaliação é feita em tempo seco, sendo respeitados dois princípios, referidos de seguida. Para qualquer método é necessário determinar o caudal total que circula na rede de drenagem. No que diz respeito ao primeiro princípio, os métodos convencionais admitem apenas dois componentes do caudal total que circula na rede de drenagem em tempo seco, traduzido pela Equação 3.1. Assim, na determinação da infiltração é feito um balanço de massa, considerando o caudal estritamente residual, QAR, que engloba águas residuais domésticas (normalmente, determinadas a partir das capitações de consumo de água) e industriais e o caudal de infiltração, Qinf. Além disso, o Qinf é genericamente expresso como uma fração do caudal total (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004b), representado pela Equação 3.2. Q T = Q inf + Q AR (3.1) b = Q inf Q T 100 (3.2) Relativamente ao outro princípio, admite-se que o caudal de infiltração é bastante próximo do caudal noturno, podendo ser aplicado juntamente ou em separado com o princípio anteriormente referido (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a). A incerteza associada à determinação do caudal de infiltração, Qinf, pela equação 3.1, é dada pela equação 3.3: Q inf = Q T 2 + Q AR 2 (3.3) 19

40 A incerteza associada ao caudal total, QT isto é, Q T, é estimada de acordo com o protocolo referido em Bertrand-Krajewski et al. (2000) 1, enquanto a incerteza da determinação do caudal de AR, representada por Q AR, depende do método utilizado para estimar a infiltração (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004b). Estes princípios levantam algumas incertezas, uma vez que: a água estritamente residual apresenta variações diárias e sazonais provocadas pela atividade humana, não sendo considerada aquando a determinação do caudal de AR; o uso de um valor de referência encontrado na literatura tem incertezas associadas; o caudal noturno não é apenas devido à infiltração, mas também devido à bombagem de águas subterrâneas para arrefecimento, fugas de água potável, entre outros (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a; Kracht et al., 2003). Apresentam-se de seguida, no Quadro 3.1, um conjunto de metodologias, indicando o respetivo autor, tipo de método (análise de caudal ou químico) e a escala temporal usada. Quadro 3.1: Metodologias convencionais de avaliação da infiltração nos sistemas de drenagem. Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004b). Tipo de método Código 2 Método Autor 3 Escala temporal F.1 Caudal de tempo seco - Diário, caudal de tempo seco F.1 bis Caudal de tempo seco (bis) Hager et al., 1985 Diário, caudal de tempo seco F.2 Média da densidade Ertl et al., 2002 Anual F.3 Annen & Muller Annen, 1980 Anual F.4 Triângulo Weiss et al., 2002 Anual Análise dos caudais F.5 Mínimo móvel Weiss et al., 2002 Anual ou diária F.6 Diferença do caudal diário Joannis, 1994 Diária, caudal de tempo seco F.7 Diferença do caudal noturno Joannis, 1994 Diária, caudal de tempo seco F.8 Caudal mínimo noturno Renault, 1983 Diária, caudal de tempo seco F.9 Caudal noturno correto Renault, 1983 Diária, caudal de tempo seco F.10 Caudal noturno correto (bis) Hager et al., 1985 Diária, caudal de tempo seco F.11 Parâmetro de forma Joannis, 1994 Diária, caudal de tempo seco C.1 Imhoff Renault, 1983 Diária, caudal de tempo seco Químico C.2 Suiço Hager et al, 1984 Diária, caudal de tempo seco C.3 Híbrido ou Horizon Horizon, 1992 Diária, caudal de tempo seco 1 O documento Bertrand-Krajweski J.-L., Laplace D., Joannis C., Chebbo G. (2000). Mesures en hydrologie urbaine et assainissement. Editions Tec & Doc, Paris, França, 794 p. não consta na bibliografia desta dissertação. 2 O código é referente à Figura À exceção de Weiss et. al., 2002, os autores citados por (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004b) não constam na bibliografia da presente dissertação 20

41 Em De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004b) são aplicados os métodos que constam no Quadro 3.1 à bacia de Yzeron, na França, cujos resultados se encontram apresentados na Figura 3.1. Tal como se pode observar, independentemente da sub-bacia, verificam-se variações entre os volumes de infiltração das demais metodologias aplicadas. Além deste fator, como seria de esperar, observase uma sobrestimação dos volumes de infiltração quando aplicados os métodos baseados no caudal noturno, em comparação com as restantes metodologias. Figura 3.1: Volumes de infiltração obtidos com a aplicação dos métodos referido no Quadro 3.1, na bacia de Yzeron, dividida em diversas sub-bacias (França), entre 20/11/2002 e 09/12/2002. Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004b). Tipicamente, nos métodos convencionais recorre-se a dados estatísticos, com maior ou menor complexidade, considerando apenas séries temporais do caudal de AR. Assim, a aplicação deste tipo de metodologias poderá resultar numa elevada incerteza, uma vez que as hipóteses consideradas são, frequentemente, simplificadas ou dificilmente verificáveis (Kracht et al., 2008; Rieckermann et al., 2010), tal como se irá verificar posteriormente, nos pontos e No subcapítulo seguinte, serão apresentados alguns métodos convencionais frequentemente utilizados na determinação e avaliação da infiltração nos sistemas de drenagem de águas residuais. 3.3 Breve descrição dos métodos Métodos de análise dos caudais De acordo com o Quadro 3.1, existem vários tipos de métodos de análise dos caudais nos sistemas de drenagem de águas residuais, sendo que a maioria é baseada nos princípios referidos no subcapítulo 3.2. Assim, pretende-se com o presente ponto, abordar os métodos mais utilizados, referindo de que forma podem ser aplicados na determinação dos caudais de infiltração. O método do caudal mínimo noturno, proposto por Renault, em 1983, admite que o caudal mínimo observado no período noturno, nomeadamente, entre as 0:00 e as 6:00 (Cardoso et al., 2002) corresponde ao caudal de afluências indevidas. Este método constitui uma abordagem muito simplificada, devido ao padrão de produção de AR, com 24h de consumo de água, e dada a dimensão considerável das bacias de drenagem existentes atualmente, com elevados tempos de concentração (em Portugal, nomeadamente, na bacia de drenagem de Alcântara admite-se tempos 21

42 de concentração entra as 6h e as 8h, (Rodrigues, 2013)). No entanto, já é possível encontrar na literatura fatores de correção de forma a considerar o caudal residual de AR durante o período noturno, apesar destes possuírem um elevado grau de subjetividade e da sua aplicação se cingir apenas ao fornecimento de apoio à gestão ou a regulamentos ambientais (Kracht et al., 2008). Em Weiß et al. (2002) é proposto um método analítico denominado método do triângulo. Trata-se de um método gráfico, que permite identificar os componentes do caudal total, por um período considerado, sem fazer distinção entre período seco ou período húmido, sendo que apenas de obtém um valor médio de I/I no período considerado. Na Figura 3.2 apresenta-se o resultado da aplicação do método recorrendo aos dados de caudais afluentes à ETAR Dagmar, na Alemanha, entre o período de 01/01/1992 e 31/12/1995, cujo sistema é inteiramente unitário. Figura 3.2: Método de triângulo aplicado aos caudais afluentes à ETAR Dagmar, na Alemanha, de 01/01/1992 a 31/12/1995. Adaptado de Weiß et al. (2002). De forma a alcançar os resultados obtidos na Figura 3.2, é necessário realizar um procedimento relativamente simples, descrito de seguida. Primeiramente, a série temporal dos valores médios diários de caudais afluentes a uma dada ETAR é distribuída por ordem crescente, criando uma curva tipicamente em forma S, tal como observado na Figura 3.2. O método considera que o caudal estritamente residual é constante e determinado a partir da população servida e da capitação de água para consumo (em l/d.hab). As águas estritamente residuais são representadas pela linha horizontal, sendo a área retangular (preenchida a preto) correspondente ao volume anual tratado pela ETAR. Note-se que a curva S é variável, dependendo do volume que aflui à ETAR e poderá ser, desde logo, um indicador de infiltração, dado que, quanto maior a área abaixo da curva, maior o caudal de I/I. Refira-se que, se no caso de estudo se observar produção considerável de águas residuais industriais, dever-se-á recorrer a outras abordagens de estimativa de caudais de AR. Considera-se que a área limitada pela curva em S e a linha horizontal (das AR) corresponde ao volume anual do escoamento pluvial juntamente com I/I. De forma a desagregar estes dois componentes, admite-se que I/I atinge o seu valor máximo logo após períodos húmidos e, 22

43 possivelmente, o seu mínimo (ou mesmo nulo) quando os coletores se encontram cheios com água pluvial. O segmento de reta inclinado, observado na Figura 3.2, é o resultado desta abordagem, sendo desenhado da direita para a esquerda. A reta é determinada a partir da fração de dias com escoamento pluvial (isto é, conjunto dos dias com eventos pluviosos e os dias que imediatamente se seguem). Os dados do escoamento pluvial podem ser obtidos pela informação de caudais afluentes à ETAR. Posto isto, a área posterior à linha corresponde ao volume pluvial, enquanto a área inferior diz respeito ao volume de I/I. O outro método proposto por Weiß et al. (2002) diz respeito ao método do mínimo móvel, um método alternativo ao método do caudal mínimo noturno (Figura 3.3). À semelhança do método do triângulo, considera-se o caudal de água estritamente residual constante ao longo do período em estudo e tanto o tempo húmido como o tempo seco são considerados neste método. Na Figura 3.3 apresenta-se a aplicação do método à ETAR Dagmar, na Alemanha, no período entre 01/01/1992 e 31/12/1995. Figura 3.3: Aplicação do método do mínimo móvel aos caudais afluentes à ETAR Dagmar, na Alemanha, de 01/01/1992 a 31/12/1995. Adaptado de Weiß et al. (2002). No método do mínimo móvel considera-se que o conjunto do caudal de águas estritamente residuais e o caudal de I/I de um dado dia é idêntico ao caudal mínimo dos 21 dias anteriores, à data considerada. Desta forma, o caudal de I/I será dado pela diferença entre o caudal mínimo e o caudal teórico da água estritamente residual. Foram realizados testes de sensibilidade, concluindo que o período de 21 dias era adequado, sendo que um período mais curto poderia levar a uma sobrestimação dos valores de I/I (Weiß et al., 2002) Métodos químicos Os métodos convencionais químicos recorrem a propriedades químicas da água residual, geralmente as concentrações de poluentes, para determinar as contribuições da água de infiltração nos sistemas de drenagem urbanos, frequentemente, em tempo seco. Em regra, estes métodos baseiam-se na hipótese de que a água da infiltração possui um reduzido teor de poluentes e, portanto, dilui o caudal total, conduzindo à diminuição da concentração dos poluentes na AR. Assim, este tipo de métodos estima a fração de infiltração pela comparação entre as concentrações de matéria orgânica ou de nutrientes no caudal total e concentrações típicas no caudal estritamente residual, obtidas na literatura ou através de estimativas baseadas na população e no consumo de água. 23

44 O método das Séries Temporais de Cargas de Poluentes constitui um dos exemplos de métodos químicos. Em 2004, Kracht e Gujer apresentaram uma nova abordagem de determinação da infiltração de águas não-poluídas nos sistemas de drenagem, baseado na análise conjunta de séries temporais de concentrações de poluentes traçadores e volumes descarregados de AR, em apenas uma secção da bacia de drenagem que se pretende estudar. De forma a obter uma separação química razoável do hidrograma de AR é necessário selecionar uma propriedade química que possua concentrações distintas na AR e na água de infiltração, tal como já foi referido. Um exemplo de uma propriedade química adequada à aplicação deste método é o CQO da água residual, tendo em conta que, em regra, se observam elevadas concentrações do mesmo na AR e na água de infiltração a concentração de CQO é praticamente nula (Kracht & Gujer, 2004). Um dos requisitos do método é a utilização de dados reais de caudal total e de CQO e não baseados em estimativas, de forma a obter séries temporais de elevada resolução temporal, eliminando os erros associados a essas estimativas. Os dados de CQO são obtidos in situ, por exemplo, através de uma sonda espectrofotométrica submersível de radiação do espectro UV-VIS (Rodrigues, 2013) e os caudais totais são obtidos por equipamentos próprios de medição de caudal em contínuo. Este método segue um conjunto de equações, referidas em seguida (equações 3.4, 3.5 e 3.6). C T Q T = C AR Q AR + C inf Q inf (3.4) C T = (Q T Q inf ) C AR Q T (3.5) Q inf = Q base + Q adicional = Q base + Q 0 e x(t t 0) (3.6) Onde: - CT - concentração total do poluente - CAR - concentração do poluente nas águas estritamente residuais - Cinf - concentração do poluente na água de infiltração - t0 momento inicial - Q0 - magnitude inicial do caudal adicional no momento t0 - x - constante recessiva O balanço de massa traduzido pela equação 3.4 reflete um dos princípios referidos no subcapítulo 3.2, isto é, o caudal total que circula no sistema de drenagem é uma combinação da água estritamente residual com a água de infiltração, em tempo seco, traduzida pela equação 3.1. O caudal de infiltração é determinado através da equação 3.5, que corresponde a uma transformação da equação 3.4, dado que se admite que a água de infiltração é água não-poluída e, portanto, possui concentrações desprezáveis de poluente ou mesmo nulos, face ao teor presente na água estritamente residual. Além disso, este método permite determinar a variação temporal da infiltração, através da equação 3.6, ao considerar que a água de infiltração resulta de dois componentes, isto é, o caudal base (Q base) o caudal adicional (Q adicional), em que os parâmetros Q 0 e t 0 são determinados, respetivamente, recorrendo a um algoritmo de otimização e através de valores encontrados na literatura. Enquanto o caudal base é constante ao longo do tempo, o caudal adicional decorre de eventos pluviosos intensos que provocam a subida do nível freático e o aumento do grau de saturação na camada menos profunda do solo. 24

45 Note-se que a concentração de poluente presente nas águas estritamente residuais pode ser determinada admitindo um valor típico constante, encontrado na literatura, com base na população e no consumo de água por habitante, ou através de modelo, apresentado em Kracht & Gujer (2004), que tem em conta a variação temporal de concentração do poluente, descrevendo a periodicidade diária e semanal das concentrações. Posto isto, e através do modelo AQUASIM, é possível obter a separação dos três componentes do sistema de drenagem, tal como ilustrado na Figura 3.5, onde se encontra representado a aplicação do método na secção da ETAR de Uster e numa secção do coletor de Rümland, recorrendo aos dados de caudal e concentrações de CQO, ilustrados na Figura 3.4, em Maio e Novembro de 2013, respetivamente (Kracht & Gujer, 2004). Figura 3.4: Valores registados de concentração de CQO e de caudal total na secção da ETAR Uster, no período de 24 de Maio a 1 de Junho de 2003 (à esquerda) e na secção do coletor Rümland, no período de 19 a 27 de Novembro de 2003 (à direita). Adaptado de Kracht & Gujer (2004). Figura 3.5: Resultados da aplicação do método das séries temporais de cargas de poluentes na secção da ETAR Uster, no período de 24 de Maio a 1 de Junho de 2003 (à esquerda) e na secção do coletor Rümland, no período de 19 a 27 de Novembro de 2003 (à direita). Adaptado de Kracht & Gujer (2004). Em suma, tendo em conta a informação reunida, o método das séries temporais de cargas de poluentes revela-se uma ferramenta útil na determinação do caudal de infiltração no sistema de drenagem urbano. Ao contrário de outros métodos, este tem em conta a variabilidade, tanto dos caudais como das concentrações dos poluentes, diminuindo assim a incerteza associada ao método. Contudo, é necessário reconhecer as limitações do método, como a dificuldade do manuseamento do 25

46 equipamento de medição da concentração de poluentes e os investimentos necessários para garantir o sucesso das campanhas de medição. Além disso, para medições fiáveis é exigida uma altura mínima do escoamento, o que, por vezes, se torna difícil, sobretudo nos períodos noturnos, onde o caudal é mínimo (Rieckermann et al., 2010). Refira-se que, apesar deste método fugir um pouco do conceito dos métodos convencionais, optou-se por referi-lo neste capítulo por ser um método químico. 4 Método não convencional - O método dos isótopos estáveis de oxigénio 4.1 Considerações iniciais O método dos isótopos estáveis de oxigénio, método não convencional, é baseado na análise da abundância relativa de isótopos estáveis de oxigénio da água, pelo que é necessário compreender os fenómenos e fatores determinantes desta metodologia. Desta forma, o presente capítulo tem como objetivo permitir uma melhor compreensão da fundamentação teórica do método dos isótopos. Assim, serão explicados os conceitos sobre os quais se baseia a metodologia aplicada nesta dissertação, bem como a abordagem do método, a descrição dos fatores e fenómenos que afetam a abundância relativa dos isótopos estáveis de oxigénio na água e, ainda, a discussão de fenómenos que poderão alterar a razão isotópica na transformação de água potável em água residual. Será ainda feita uma breve descrição da análise laboratorial das amostras de água, de forma a compreender como são obtidos os resultados deste método. 4.2 Isótopos estáveis da água A existência de isótopos foi reconhecida no início do séc. XX, após a descoberta de elementos radioativos, por Soddy em Um ano depois, em 1912 foi Thomson quem primeiro identificou espécies de isótopos estáveis, recorrendo a espectrometria de massa. Os isótopos são átomos do mesmo elemento químico, com o mesmo número de protões e eletrões por átomo, diferindo no número de neutrões e, consequentemente, na massa atómica (Brand & Coplen, 2012). A estabilidade energética dos isótopos depende da proximidade do número de neutrões (N) ao número de protões (Z), nomeadamente, os isótopos são considerados estáveis se N/Z 1.5 (Sulzman, 2007). Genericamente, os demais isótopos de um dado elemento químico possuem propriedades químicas muito semelhantes, assim como as propriedades físicas, excluindo as propriedades relacionadas com a massa do átomo (Brand & Coplen, 2012). Dado que o método dos isótopos estáveis de oxigénio, como o próprio nome indica, apenas analisa os isótopos estáveis, o presente capítulo incidirá essencialmente sobre este tipo de isótopos. A água é composta por dois elementos, Oxigénio (O) e Hidrogénio (H), sendo que o oxigénio possui os isótopos estáveis 16 O, 17 O e 18 O, enquanto o hidrogénio possui dois isótopos estáveis ( 1 H e 2 H, denominado Deutério) e um isótopo instável, o Trítrio ( 3 H) (Rieckermann et al., 2010). A combinação destes isótopos origina espécies isotópicas mistas da água (do termo em inglês mixed-isotopic species). No estado líquido, a água é constituída maioritariamente pelas espécies 1 H2 16 O, 1 H2 18 O, 26

47 1 H2H 16 O e 1 H2 17 O, sendo as primeiras duas espécies as mais relevantes para o presente estudo (Brand & Coplen, 2012). Uma vez que a diferença isotópica entre materiais, nomeadamente, entre diferentes tipos de água (água subterrânea, precipitação, escoamento superficial, entre outras) é extraordinariamente pequena, a quantificação da composição isotópica é feita relativamente a um padrão aceite internacionalmente. Assim, a composição isotópica é expressa em traduzindo o desvio em relação ao padrão considerado, conforme a expressão 4.1. δ( ) = ( R amostra R padrão 1) 1000 (4.1) Onde R é a razão isotópica pesado-a-leve (do termo em inglês heavy-to-light) e Rpadrão corresponde à razão isotópica do padrão (Sulzman, 2007). Foram definidos vários padrões internacionais para o estudo de alguns elementos químicos com interesse para a investigação científica, designadamente os que constam no Quadro 4.1. Como é possível verificar, o padrão utilizado para o Oxigénio é VSMOW (Viena Standard Mean Ocean Water). Quadro 4.1: Abundâncias relativas de isótopos estáveis mais comuns e os respetivos padrões internacionais. Adaptado de Sulzman (2007). Elemento Isótopo Abundância (%) Diferença relativa entre massas (%) Padrão internacional Abundância absoluta do padrão (RPadrão) Hidrogénio 1 H 2 H Vienna Standard Mean Ocean Water (VSMOW) 2 H: 1 H = Carbono 12 C 13 C Vienna Pee Dee Belemnite (VPDB) 13 C: 12 C = Azoto 14 N 15 N Azoto atmosférico (ar) 15 N: 14 N = Oxigénio 16 O 17 O 18 O ( 18 O: 16 O) VSMOW na água VSMOW = VPDB = Ambos para 18 O: 16 O Silício 28 Si 29 Si 30 Si ( 30 Si: 28 Si) NBS Si: 28 Si não é conclusivo Enxofre 32 S 33 S 34 S 35 S ( 34 Si: 32 Si) Vienna Cañon Diablo meteorite trilite (VCDT) 34 Si: 32 Si = Assim, a abundância relativa do isótopo 18 O é expressa relativamente à sua abundância no VSMOW e traduz a razão isotópica 18 O/ 16 O em amostras de água, normalmente denominado δ 18 O, expresso em (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a), conforme a expressão 4.2: 27

48 O O = δ O = 1000 ( 18 O O) amostra ( O O) VSMOW (4.2) ( O O) VSMOW Ao analisar equação verifica-se que o δ 18 O tanto poderá tomar valores positivos como negativos. Se o rácio da amostra for superior ao valor padrão o δ 18 O será positivo, o que significa que a amostra é mais enriquecida em termos de 18 O do que o padrão considerado. Por outro lado, se o rácio da amostra for inferior ao valor padrão, o valor δ 18 O será negativo, indicando que amostra é menos rica em 18 O do que o padrão (Ferrio et al., 2005; Dirckx et al., 2009). De seguida, no subcapítulo 4.3., serão discutidos os diversos fatores que influenciam a abundância relativa dos isótopos estáveis da água, nomeadamente, a razão isotópica δ 18 O. A abordagem do método dos isótopos estáveis e os procedimentos para determinação serão abordados no subcapítulo Fatores determinantes na abundância dos isótopos estáveis de oxigénio As variações das abundâncias relativas dos isótopos são provocadas por processos cinéticos, de equilíbrio físico-químico e devido à rotação do núcleo, dando a origem a um fenómeno denominado de fracionamento isotópico (do termo em inglês isotopic fractionation). No fracionamento de equilíbrio, quando a reação atinge o equilíbrio a distribuição isotópica difere entre substâncias químicas (reagentes e produtos) ou entre fases (vapor e líquido). Nestas reações, os reagentes e produtos permanecem próximos entre si, de tal forma que o equilíbrio químico pode ser atingido. Os reagentes e os produtos de uma dada reação mantêm-se, no entanto, após atingir o equilíbrio, possuem massas diferentes relativamente às suas massas iniciais. Isto porque, o isótopo de maior massa forma uma ligação covalente mais forte que o isótopo mais leve, o que normalmente ocorre na fase mais densa. A dimensão deste fracionamento depende da temperatura, sendo que o maior fracionamento ocorre a baixas temperaturas. O fracionamento cinético, mais significativo que o fracionamento de equilíbrio, ocorre nas reações irreversíveis ou unidirecionais, estando associadas a fenómenos de evaporação, difusão, dissociação, entre outros. Neste tipo de fracionamento, a força da ligação química e a velocidade dos isótopos são fatores importantes, isto porque, este mecanismo provoca uma acumulação do isótopo mais leve no produto da reação (isótopo mais leve possui uma maior velocidade). Por fim, os efeitos da rotação nuclear de um isótopo não dependem da massa do isótopo, ao contrário dos mecanismos anteriores. Este tipo de fracionamento resulta da diferença da estrutura nuclear entre isótopos, conduzindo a uma distinção na rotação do núcleo (Sulzman, 2007). O grande motor da variação da abundância relativa dos isótopos estáveis do oxigénio diz respeito ao ciclo hidrológico, sendo essencialmente controlada pelos efeitos a grande escala da evaporação e precipitação meteorológicas. Na atmosfera, a massa de vapor provem maioritariamente da evaporação dos oceanos (Rieckermann et al., 2010). Os oceanos, que constituem o maior volume de água na Terra, possuem apenas uma pequena variação da abundância isotópica, devendo-se principalmente a variações na salinidade. No entanto, a partir do momento em que uma massa de 28

49 água se evapora e, mais tarde, condensa, esta é sujeita a variações isotópicas importantes, dependentes da temperatura das nuvens e do seu teor de humidade residual. Os rios e lagos retratam os valores relativos à precipitação, mas também refletem os processos de evaporação, favorecendo o movimento de formas isotópicas mais leves para a fase vapor (Ehleringer & Cerling, 2002). Quando a água evapora dos oceanos, à temperatura ambiente, o vapor de água é enriquecido com o isótopo mais leve de hidrogénio, isto é, o 1 H, enquanto é empobrecido com o isótopo 18 O, a espécie de oxigénio mais pesada. Já no processo inverso, ou seja, na condensação, o estado líquido é enriquecido com as espécies mais pesadas de hidrogénio e oxigénio, respetivamente, 2 H e 18 O, com a mesma magnitude de fracionamento isotópico que na evaporação. Este processo é denominado de fracionamento de Rayleigh, em homenagem ao autor que formulou as equações que descrevem o processo (Figura 4.1) (Brand & Coplen, 2012). A título de resumo, os isótopos com menor massa evaporam-se mais rapidamente que os isótopos com maior peso e, portanto o vapor de água é mais empobrecido isotopicamente do que a origem da água, nomeadamente o oceano (Ferrio et al., 2005). Figura 4.1: Fracionamento de Rayleigh. Adaptado de Arizona Board of Regents (2005). Tendo em consideração os processos referidos, responsáveis pela variação da composição isotópica da água, estes podem ser englobados, a uma escala superior à escala das bacias de drenagem urbana ou do ciclo urbano da água, em três efeitos, sendo eles: o efeito da latitude, efeito da altitude e efeito continental. A composição isotópica é influenciada pelo efeito da latitude, dado que à medida que a latitude aumenta, isto é, desde o Equador em direção aos polos, para climas mais moderados (mais frios), o teor em 18 O da água da chuva vai diminuindo, pelo que o vapor de água que atinge os polos é praticamente composta pelo isótopo 16 O. Relativamente ao efeito da altitude, este é explicado pelo facto de, em locais de altitude elevada, a temperatura do ar é inferior, pelo que apenas uma pequena parte dos isótopos se mantem nas nuvens. O efeito continental deve-se à diminuição do teor de isótopos de maior peso, ou seja, de 18 O, na precipitação à medida que se distancia do oceano, sendo que este efeito é influenciado pelas condições locais, em termo de clima e do vento. Mais ainda, deve-se ter em conta o efeito sazonal, nomeadamente, devido à diferença de temperaturas entre o Inverno e o Verão (Dirckx et al., 2009). 29

50 A figura seguinte, Figura 4.2, mostra o comportamento de δ 18 O face a alguns fatores, no ciclo hidrológico. Figura 4.2: Exemplos de razões isotópicas δ 18 O de diversos tipos de água e o comportamento das mesmas face a alguns fatores. Adaptado de Ferrio et al., Tendo em conta todos os fatores descritos anteriormente, apresenta-se de seguida o Quadro 4.2, um resumo dos mesmos, bem como uma breve descrição do seu efeito na razão isotópica δ 18 O, baseado na literatura consultada para este capítulo. Quadro 4.2: Fatores que influenciam a razão isotópica δ 18 O. Fator Efeito Efeito da Altitude O aumento da altitude provoca, em regra, uma diminuição de δ 18 O. Efeito continental (proximidade do oceano) Teor em isótopo 18 O aumenta, em regra, com a proximidade dos oceanos. Efeito da latitude Evaporação Condensação Temperatura das nuvens Teor em isótopo 18 O diminui, em regra, com o aumento da latitude. Os isótopos de menor massa evaporam-se mais rapidamente que os isótopos de maior peso. Os isótopos de maior massa condensam mais rapidamente que os isótopos de menor massa. Uma maior temperatura das nuvens favorece a condensação e posterior precipitação dos isótopos de maior massa Comparando com outras características da água, nomeadamente físicas e químicas, a composição isotópica da molécula da água é bastante mais estável, não sendo afetada pela atividade biológica. Além disso, goza ainda da vantagem de ser dificilmente afetada pelas infraestruturas dos sistemas de drenagem urbano, tornando-se, assim, traçador natural bastante adequado (Rieckermann et al., 2010). 4.4 Análise laboratorial Tipicamente, as razões isotópicas são medidas com recurso a uma técnica laboratorial designada de espectrometria de massa da razão isotópica (IRMS, do termo em inglês Isotope Ratio Mass Spectrometry), desenvolvido por Thomson, em A espectrometria de massa permite a 30

51 separação de átomos ou moléculas com carga, de acordo com a sua razão massa/carga, representada por m/z. Existem dois tipos de IRMS, IRMS de dupla entrada (DI-IRMS) e IRMS de fluxo contínuo (CF-IRMS). Enquanto o primeiro tipo de IRMS permite uma maior precisão, o segundo possibilita a introdução de amostras de diversos componentes, obtendo a informação isotópica para cada componente. Na Figura 4.3 apresenta-se esquematicamente os dois tipos de processos de IRMS. Figura 4.3: Representação esquemática do funcionamento de DI-IRMS e CF-IRMS. Adaptado de Sulzman (2007). Relativamente ao projeto desenvolvido pela SIMTEJO e pelo Instituto Superior Técnico (ver Capítulo 5 e 6), a razão isotópica das amostras recolhidas nas campanhas de amostragem foi analisada pelo Laboratório SIIAF (do termo em inglês, Stable Isotopes and Instrumental Analysis Facility) pertencente à Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa. Para tal, o Laboratório SIIAF recorreu à CF-IRMS (Figura 4.3 e Figura 4.4), pelo que, de seguida, será feita uma descrição sumária desse processo, baseada tanto na literatura como na visita realizada ao laboratório. Primeiramente, é necessário introduzir um certo volume no equipamento. Existem diversos procedimentos que podem ser aplicados na medição do isótopo 18 O de amostras de água, sendo que um dos mais recentes e aplicável a grandes volumes de amostras de água utiliza 200µL a 1mL de água (Michener & Lajtha, 2007). No laboratório SIIAF, o tubo de laboratório contendo um pequeno volume da amostra, designadamente, de 200µL, é colocado na plataforma onde é introduzido no tubo uma agulha que remove o ar atmosférico no interior do mesmo e faz circular uma quantidade e composição isotópica conhecida de CO2. A água é incubada durante 5h a 40ºC de forma a promover o equilíbrio químico, permitindo que o oxigénio da água troque com o CO2 e, portanto, a fase gasosa 31

52 no interior do tubo carrega a razão isotópica δ 18 O da amostra de água (Horita & Kendall, 2004). Assim, a amostra é inserida no espectrómetro de massa como gás. Um fator bastante importante no processo é o tubo capilar que assegura que não existe separação isotópica, na fase de introdução do gás no interior do espectrómetro de massa (EM). O tubo capilar introduz fluxo viscoso, provocando colisões moleculares (isto é, boa mistura) e, portanto, evita o fracionamento. Posteriormente, é injetado Hélio (He) que operará como gás de arraste, conduzindo a amostra até à coluna de cromatografia, sendo que a válvula heart-cut à entrada do EM, regulada pelo operador, apenas deixa entrar o CO2. De seguida, é introduzida uma carga ao gás, pela fonte iónica, de forma a permitir a separação dos isótopos e posterior análise. Na fonte iónica (Figura 4.5) os eletrões são libertados em condições de vácuo, em que um fio de tungsténio é aquecido. Os eletrões são acelerados por potenciais eletrostáticos antes de entrar no bloco de ionização. O ião resultante é repelido pelo campo magnético induzido em direção ao tubo de voo, mais acelerado, passando entre duas placas paralelas, formando um feixe fino. Posteriormente, o feixe entra no analisador de massa, em que o campo magnético perpendicular à trajetória do feixe curva o mesmo, sendo que os isótopos mais leves curvam mais que os isótopos mais pesados, uma vez que o raio de curvatura é proporcional à raiz quadrada da razão massa/carga. Os iões de massa idêntica são direcionados, através das taças de Faraday (Figura 4.6), para o respetivo detetor de isótopos, com afinidades diferentes para os isótopos contidos na amostra. É estabelecida uma diferença de potencial entre os detetores de isótopos e a terra. A corrente iónica que circula nas resistências cria uma voltagem que alimenta o computador onde são calculados os resultados, onde é convertido a intensidade do sinal na razão isotópica (Sulzman, 2007). De seguida, são apresentadas algumas fotografias retiradas aquando da visita ao Laboratório SIIAF, por cortesia do Dr. Rodrigo Maia. Figura 4.4: Espectrómetro de massa do Laboratório SIIAF, FC-UL (2014) 32

53 Figura 4.5: Fonte iónica (à esquerda) e tubo de voo (à direita) do EM do Laboratório SIIAF, FC-UL (2014) Figura 4.6: Taças de Faraday e detetores de isótopos do EM do Laboratório SIIAF, FC-UL (2014) 4.5 Abordagem do método O método dos isótopos estáveis para a determinação da infiltração nos sistemas de AR foi inicialmente proposto, no ano de 2003, por Prof. Dr. Willi Gujer (EAWAG, Suiça), no âmbito do projeto europeu de investigação APUSS (Assessing Infiltration and Exfiltration on the Performance of Urban Sewer Systems) (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a). O projeto decorreu entre 2001 e 2004 e foi financiado pela Comissão Europeia, sob o 5º Programa Quadro de Investigação e Desenvolvimento, envolvendo universidades, empresas e outras entidades de sete países europeus, nomeadamente, de Portugal, através do LNEC (Laboratório Nacional de Engenharia Civil). Com o projeto APUSS pretendeu-se abordar questões e problemas relacionados com a temática da infiltração e exfiltração em sistemas urbanos de drenagem (frequentemente representado por I/E), sendo que um dos principais objetivos passou pelo desenvolvimento de novas metodologias de avaliação de I/E (Ellis et al., 2010). No âmbito do projeto, a metodologia proposta foi testada em três bacias de drenagem distintas, sendo elas, a bacia de Rümlang (Zurique, Suiça), a bacia de Toraccia (Roma, Itália) e a bacia de Lyon (França) (Kracht et al., 2003; Ellis et al., 2010). O princípio do método estudado na presente dissertação passa pelo uso de um traçador natural na água residual, isto é, a composição isotópica dos elementos na fase dissolvida ou mesmo na própria molécula da água. Esta metodologia permite identificar e quantificar os componentes da água que circula na rede, bem como a determinação da incerteza associada ao método. Considera-se que cada componente da AR possui um certo conteúdo do traçador, distinto dos restantes componentes, constante e com alguma independência das condições a que é submetido. A propriedade conservativa do traçador é essencial para aplicação do método, não sendo alterado, particularmente 33

54 por fenómenos como, adsorção de sedimentos, redox, ph, variações de temperatura, entre outros (ver subcapítulo 4.3.). Assim, este método utiliza como traçador natural a composição isotópica relativa do oxigénio 18 O na água. A abundância relativa deste isótopo é determinada em relação ao isótopo de oxigénio mais abundante, 16 O, sendo, normalmente, denominada de razão isotópica, representada por 18 O/ 16 O ou, mais frequentemente, por δ 18 O. Tal como foi referido no capítulo 4.2, a razão isotópica é expressa em relação ao padrão internacional VSMOW, de acordo com a equação 4.2 (De Bénéditis & Bertrand- Krajewski, 2004a). O método dos isótopos tem em consideração um conjunto de hipóteses interessantes que importa referir e que poderá determinar a sua aplicabilidade, dependendo das características do sistema e do enquadramento do problema (Clemens et al., 2007). Tal como os métodos convencionais (ver Capítulo 3), o método é essencialmente aplicado ao caudal em tempo seco que circula na rede de drenagem (representado por QT) e admite que este provém apenas de duas origens, as águas residuais estritamente domésticas e industriais (representado por Q AR) e a infiltração (representado por Q inf) (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004b). Assim, é aplicado o balanço de massa a uma dada secção da bacia, frequentemente, à saída de uma dada sub-bacia, traduzido pela equação 4.3: Q T = Q inf + Q AR (4.3) Tendo em mente que as águas estritamente domésticas são produzidas devido ao uso de água para consumo, o método também considera que uma amostra de água potável é representativa, em termos da razão isotópica δ 18 O, da água estritamente residual que entra no sistema de drenagem. Refira-se que esta hipótese admite que não ocorrem variações significativas na razão isotópica, desde o ponto de amostragem até à circulação na rede de drenagem (De Bénéditis & Bertrand- Krajewski, 2004a; Clemens et al., 2007). Para determinar as contribuições ou frações das componentes do caudal total que circula na rede, considera-se o balanço expresso pela equação 4.4: Q T. δ T = Q AR. δ AR + Q inf. δ inf (4.4) Assim, o δ 18 O de amostras de água subterrânea constitui o valor de referência para a fração da infiltração, δinf, enquanto o δ 18 O da água potável constitui a referência para a água estritamente residual, δww. De forma a obter estes valores é necessária a realização de uma campanha de amostragem, com o intuito de recolher amostras de água das três origens referidas, água potável, água subterrânea e água residual (caudal total que circula na rede), na bacia em estudo. É ainda necessário dispor da série temporal dos caudais totais que circulam na rede de drenagem. De notar que o método dos isótopos estáveis apenas pode ser aplicado se δww for significativamente diferente de δinf, o que constitui um problema quando a água potável tem origem no mesmo aquífero que a origem de infiltração. Assim, a aplicação deste método depende do contexto hidrogeológico local e da localização das EE de água potável, sendo necessária a realização de um estudo prévio de 34

55 forma a conhecer as características da bacia e do seu enquadramento. Estas condições deverão ser averiguadas realizando uma pré campanha de amostragem. Para o caso de estudo da presente dissertação será apresentado uma breve descrição do enquadramento, no Capítulo 5. Mais ainda, os valores de referência devem ser constantes no tempo e no espaço. Se as condições forem respeitadas é possível aplicar o método, utilizando as expressões anteriores e as equações 4.5, 4.6 e 4.7, sendo que a e b expressas em % são, respetivamente, as frações de água potável (ou água estritamente residual) e de água subterrânea em relação ao caudal total de água residual. b = 100. Q inf δ T δ AR = 100. (4.6) Q T δ inf δ AR a = 100. Q AR Q T = 100. δ T δ inf δ inf δ AR (4.7) As frações a e b serão utilizadas na equação 4.9: a + b = 100 (4.8) δ T = a. δ AR + b. δ inf (4.9) De forma a obter resultados mais conclusivos e fiáveis, seria pertinente ter em conta a variação espacial dos valores de referência, através da recolha de diversas amostras, em locais diferentes da bacia, aquando a campanha de amostragem. Assim, a estimativa da infiltração seria feita com a média dos valores obtidos das razões isotópicas para a água estritamente residual, δ AR, e para a água de infiltração, δ inf, ou seja, δ AR e δ inf (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a). A incerteza do método encontra-se deduzida em De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004a), sendo que as expressões simplificadas de b e Q inf, isto é, das incertezas associadas à determinação da fração b e do caudal de infiltração, Q inf, respetivamente, são dadas pelas equações 4.9 e 4.10: b = δ δ inf δ AR b 2 b + 1 (4.9) Q inf = b 2 Q T 2 + Q T 2 b (4.10) Onde δ corresponde à incerteza associada à análise laboratorial da composição isotópica das amostras de água e Q T representa a incerteza associada à medições do caudal total (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a). A incerteza b do método está associada à incerteza da determinação isotópica no laboratório, ao cálculo do b e à diferença entre a composição isotópica da água de infiltração e da água estritamente residual (δ inf δ AR ) (Dirckx et al., 2009). A expressão da incerteza b é essencial para definir a aplicabilidade do método. Admite-se que o método apenas produz resultados credíveis quando a 35

56 incerteza relativa b b é inferior a 1 (De Bénéditis & Bertrand-Krajewski, 2004a). Na Figura 4.7 mostra-se a relação entre os valores da diferença δ inf δ AR e os valores de b e de b. Figura 4.7:Curvas de incerteza do método dos isótopos estáveis. Adaptado de Dirckx et al. (2009). A título de resumo, é apresentado de seguida, no Quadro 4.3, os principais requisitos e limitações do método dos isótopos. Quadro 4.3: Resumo dos principais requisitos e limitações do método dos isótopos estáveis. Requisitos e limitações do método dos isótopos estáveis Aplica-se em situações de caudal em tempo seco, sem influência da precipitação Composição isotópica da água potável é representativa da composição isotópica da água estritamente residual Origem de abastecimento da população abrangida pela bacia de drenagem em estudo não pode corresponder ao aquífero local - necessário estudo do contexto hidrogeológico local e caracterização da bacia de drenagem Necessário trabalho de campo, com a realização de pré campanha e campanha de amostragem Necessário trabalho laboratorial Incerteza relativa: b b < 1 Em De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004a) foi estudada a bacia de Ecully, em Lyon, França, sendo, a título de exemplo, apresentados de seguida os resultados da aplicação do método dos isótopos à bacia de drenagem referida. Na Figura 4.8 são apresentados as razões isotópicas da água residual que circula na rede da bacia de Ecully, em Lyon, França, entre as 10:00 do dia 12 de Março a 8:00 do dia 13 de Março de 2003, representando ainda os valores médios de δinf e δar. Na Figura 4.9 apresenta-se o hidrograma decorrente da aplicação do método dos isótopos à mesma bacia, diferenciando o caudal de água estritamente residual do caudal de infiltração. 36

57 Figura 4.8: Valores obtidos da razão isotópica δ 18 O da água residual da bacia de Ecully, em Lyon, França entre 12 e 13 de Março de Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004a). Figura 4.9: Composição do hidrograma utilizando o método dos isotopos, relativo à bacia de Ecully, em Lyon, França entre 12 e 13 de Março de Adaptado de De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004a). Uma das conclusões interessantes obtida com a aplicação do método dos isótopos à bacia de Ecully, em França, diz respeito à variação inesperada da infiltração ao longo do dia. Seria expectável que a infiltração de água subterrânea fosse permanente e constante ao longo do dia, no entanto, os resultados obtidos poderão questionar esta hipótese. Em De Bénéditis & Bertrand-Krajewski (2004a) são apontadas duas possíveis razões para esta variação. A primeira trata-se do facto de o método dos isótopos estimar o valor de infiltração, não tendo em consideração o modo como esta entrou na rede de drenagem. Isto é, se a água de infiltração entrou na rede através de fissuras ou defeitos dos coletores, ou se foi descarregado na rede água subterrânea bombeada por vários motivos (arrefecimento ou drenagem de caves, por exemplo). Por este motivo, a variação da infiltração poderá ser explicada pela variabilidade da água subterrânea bombeada. O segundo diz respeito ao mecanismo de infiltração nos coletores. Como foi referido anteriormente (ver subcapítulo 2.5), a água subterrânea entra na rede de drenagem, essencialmente, através das fissuras da parede dos coletores localizadas entre o nível freático e a altura da água no coletor. Durante o período noturno, o caudal que circula na rede é menor e, 37

58 consequentemente, a altura da água diminui (assim como o perímetro molhado), aumentando, por sua vez, o número de fissuras que poderão contribuir para a infiltração. Por outro lado, o caudal de infiltração que entra na rede aumenta, associado a determinadas fissuras que contribuem igualmente para o caudal diurno. Importa ainda relevar a importância do caudal de tempo seco para a aplicação do método dos isótopos estáveis. Anteriormente foi mencionado que o método dos isótopos estáveis apenas considera a existência de dois componentes do caudal total que circula na rede de drenagem (Equação 4.4), isto é, caudal de AR e caudal de água de infiltração. Por este motivo, é crucial garantir que não aflui à rede caudal pluvial e que a infiltração é estritamente devido à água subterrânea existente no aquífero local, não sendo influenciada pela precipitação, ou seja, não considerando a infiltração derivada da precipitação (RII, do termo em inglês, Rain Influenced Infiltration), referida no ponto Assim, de forma a selecionar os dias adequados para a realização de campanhas de amostragem para a análise da composição isotópica das amostras de água, é importante determinar a partir de que dia é que o caudal total na rede já não é influenciado por um dado evento pluvioso. Na Figura 4.10 apresentam-se valores de caudais totais da rede de drenagem da cidade de Dresden, Alemanha, entre os anos de 1995 e 1999, considerando dias de tempo seco e um dia com precipitação. Figura 4.10: Caudal no sistema de drenagem da Cidade de Dresden, Alemanha, antes e depois de um evento pluvioso, em várias alturas do ano, entre os anos de 1995 e Adaptado de Karpf et. al (2007). Observando a Figura 4.10, verifica-se que após dois dias da ocorrência de um evento pluvioso, o caudal total é similar ao caudal observado antes do referido evento. Logo, parece admissível concluir que após dois dias de tempo seco, o caudal total na rede de drenagem já não é influenciado pela precipitação e, portanto a RII deixa de ter importância (Karpf et al., 2007). Esta conclusão será determinante para o planeamento das campanhas de amostragem, que será abordado no Capítulo 6. Em suma, o método dos isótopos estáveis foi desenvolvido especialmente para tirar proveito das características físico-químicas da água residual, para além de recorrer a informação dos caudais. Pretende-se ainda ultrapassar as limitações dos métodos convencionais atualmente aplicados, uma 38

59 vez que exclui diversas fontes de erro, como a hipótese do caudal residual mínimo (ver Capítulo 3) (Rieckermann et al., 2010). 4.6 Variação da razão isotópica δ 18 O na produção de águas residuais O assunto apresentado de seguida é baseado em Clemens et al. (2007). Como já foi referido anteriormente, no ponto 4.5, o método dos isótopos considera que a composição isotópica da componente estritamente residual do caudal em tempo seco é idêntica à da água potável. Isto implica que a razão isotópica não se altera face às condições que ocorrem no processo de produção de águas residuais. No entanto, existem fenómenos e processos que advêm de atividades do quotidiano, que poderão provocar variações na composição isotópica da água. Em Clemens et al. (2007) são estudados fenómenos de três atividades e utilizações comuns do quotidiano na Holanda: evaporação decorrente do consumo de água em diversas atividades na habitação, fracionamento isotópico que ocorre no interior do corpo humano e água residual resultante da combustão de gás em sistemas de aquecimento. Nas habitações, o consumo de água encontra-se dividido por diversos usos, sendo que alguns estão sujeitos a evaporação, tendo em conta que são submetidos a aquecimento e estão em contacto com a atmosfera, como o banho ou a lavagem da loiça e roupa. Como já foi anteriormente referido, nomeadamente no ponto 4.3, a evaporação constitui um dos fatores determinantes na variação da composição isotópica da água (Ehleringer & Cerling, 2002; Rieckermann et al., 2010; Brand & Coplen, 2012), pelo que, desta forma, os usos de água sujeitos a evaporação poderão originar variações na razão isotópica δ 18 O, aquando a transição da água potável para água residual. Com o intuito de verificar se existem, de facto, variações significativas da composição isotópica na produção de AR, decorrente dos usos domésticos da água, Clemens et al. (2007) determinou o desvio ponderado da razão isotópica δ 18 O dos usos sujeitos a evaporação em relação à δ 18 O da água da torneira de acordo com os respetivos consumos, tendo obtido um desvio de 0,02. Ao aplicar este desvio na equação 4.6 (subcapítulo 4.5), verifica-se que este não deverá produzir variações significativas no δ 18 O da água, pelo que os usos domésticos não são considerados relevantes nesta questão. Relativamente ao segundo processo estudado por Clemens et al. (2007), isto é, o fracionamento no interior do corpo humano, diz respeito à alteração da composição isotópica da água na produção de urina, em relação à água potável. Em termos da razão isotópica, a urina apresenta, em regra, valores inferiores. Tal diferença pode ser explicada pelas perdas de água no corpo humano por transpiração, isto é, são libertados os isótopos mais leves de oxigénio, por transpiração, permanecendo no corpo os isótopos mais pesados. Desta forma, a razão isotópica de oxigénio da urina torna-se menos negativa. Clemens et al. (2007) determinou um desvio de 0.04, em relação à δ 18 O da água da torneira, sendo que não corresponde a um desvio significativo quando aplicado na equação 4.6, Assim, certifica-se que a descarga de urina no sistema de drenagem urbano não deverá provocar alterações significativas na razão isotópica da AR. 39

60 Por último, considera-se que as caldeiras de condensação poderão alterar a composição da água potável, quando esta é introduzida no equipamento, aquecida e, posteriormente descarregada na rede de drenagem. Clemens et al. (2007) determinou um desvio de 0,99% da água condensada das caldeiras de condensação em relação à δ 18 O da água da torneira, sendo considerado um desvio significativo quando aplicado a equação 4.6 (ver subcapítulo 4.5). Desta forma, admite-se que as caldeiras poderão causar uma alteração significativa na composição isotópica, aquando a produção de água residual, especialmente nos meses mais frios e, consequentemente, de maior consumo (Clemens et al., 2007). Em Portugal, o consumo doméstico de gás natural, para efeitos de aquecimento do ambiente, em 2010 era cerca de tep (tonelada equivalente de petróleo) por habitação (INE, 2010), equivalente a 1232kWh (INE & DGEG, 2010) e, consequentemente, cerca de 140m 3. Seria interessante averiguar se em Portugal é frequente o uso deste tipo de equipamentos e, verificar se, de facto, poderá influenciar a composição isotópica da água residual. Outro equipamento que poderia ser estudado, relativamente a esta matéria, seria o equipamento de ar condicionado, uma vez que, alguns destes equipamentos descarregam na rede água condensada. Em suma, de acordo com os exemplos apresentados neste subcapítulo, à exceção do último caso, não se verificam alterações significativas na composição isotópica da água residual, em relação à água potável. No entanto, não deixa de ser um estudo interessante e pertinente que permite uma melhor compreensão do método dos isótopos estáveis e da sua aplicabilidade. 40

61 5 Apresentação de enquadramento Caso de estudo 5.1 Considerações iniciais A aplicação do método dos isótopos estáveis, para determinação da infiltração na Zona Alta da Bacia de Drenagem de Alcântara, em tempo seco, foi realizada no âmbito de uma prestação de serviços do Instituto Superior Técnico (IST), através da Associação para o Desenvolvimento do Instituto Superior Técnico (ADIST), à SIMTEJO. Desta forma, no presente capítulo apresenta-se o enquadramento do problema, iniciando pela descrição da Zona Alta da bacia de drenagem de Alcântara, tanto ao nível dos aspetos relevantes da região em estudo, como ao nível da rede de drenagem. Segue-se uma breve explicação das características das águas subterrâneas existentes na área em estudo. Posteriormente é apresentada uma descrição das demais origens da água para consumo da região abrangente da zona alta da Bacia de Drenagem de Alcântara, de forma a melhor compreender a aplicação do método dos isótopos, apresentando uma breve descrição do sistema da EPAL, Empresa Portuguesa de Águas Livres, responsável pelo sistema de abastecimento de Lisboa. 5.2 Enquadramento A Zona Alta da bacia de drenagem de Alcântara localiza-se em Portugal, no distrito de Lisboa. A área de estudo encontra-se inserida na bacia hidrográfica do Rio Tejo, na Região Hidrográfica 5 (RH5), (ver ponto 5.3.3). A Zona Alta da bacia de Alcântara inclui-se no subsistema de Alcântara, um subsistema constituinte do sistema multimunicipal gerido pela SIMTEJO, empresa de Saneamento Integrado dos municípios do Tejo e do Trancão, descrito posteriormente. Na Figura 5.1 apresentam-se as áreas abrangidas pelo sistema da SIMTEJO, com destaque à ETAR de Alcântara, instalação de tratamento que recebe os efluentes do sistema de drenagem do caso de estudo (Simtejo, 2014). Figura 5.1: Sistema multimunicipal da SIMTEJO, com destaque do subsistema de Alcântara e localização da ETAR de Alcântara (Simtejo, 2014). 41

62 A rede de saneamento da cidade de Lisboa encontra-se dividida em dois tipos de rede, em função do conjunto de infraestruturas de cada tipo, ou seja, rede em alta e rede em baixa. Enquanto a empresa SIMTEJO se encarrega da rede em alta, isto é, das infraestruturas que asseguram a recolha nos pontos de entrega, o transporte, o tratamento e a descarga final no meio recetor, a rede em baixa, ou seja, as infraestruturas que conduzem as águas residuais desde os domicílios da população servida até aos pontos de entrega, é da responsabilidade da Câmara Municipal de Lisboa. Relativamente ao tipo de sistema, a rede de drenagem da cidade de Lisboa compreende três tipos, sendo eles, rede unitária com 4080ha de área, rede separativa de 1400ha e 4802ha de rede pseudoseparativa ou mista. Importa referir que, na conceção de sistemas de drenagem de AR em novas áreas urbanas bem como na remodelação de sistemas existentes é exigido pelo DR 23/95, pelo PEAASAR II (MAOTDR, 2007) e pelo PGDL a aplicação de medidas de forma a tornar o sistema progressivamente separativo, permitindo a separação dos efluentes pluviais e domésticos (CM Lisboa, 2009). A cidade de Lisboa é composta por dezasseis bacias de drenagem que se prolongam, em parte para concelhos limítrofes, nomeadamente, para Amadora e Oeiras. Na Figura 5.2 é possível observar a divisão das bacias, com classificações de A a U. A área de interesse para a presente dissertação corresponde à área de Lisboa incluída na bacia de drenagem E, com cerca de 3200ha. A área total do sistema de drenagem de Lisboa ocupa cerca de ha (Matos et al., 2007). Figura 5.2: Bacias de drenagem de Lisboa (Matos et al., 2007). Desde 1990 têm sido realizadas grandes obras de saneamento na cidade de Lisboa, desde obras de sistemas intercetores a obras de reconstrução da rede de drenagem em certas zonas da cidade. Essa data marca também o início da atividade das ETAR de Alcântara, Beirolas e Chelas, instalações responsáveis pelo tratamento dos efluentes da rede de drenagem de Lisboa (CM Lisboa, 2009), isto é, das bacias representadas na Figura 5.2. Enquanto a ETAR de Alcântara é responsável pelo tratamento dos efluentes provenientes da zona ocidental de Lisboa, incluindo a área em estudo, a 42

63 ETAR de Chelas trata os efluentes da zona intermédia e a ETAR de Beirolas fica a cargo do tratamento dos efluentes da zona oriental de Lisboa. A ETAR de Alcântara, localizada na Avenida de Ceuta, trata os efluentes da Zona Alta da bacia de Alcântara, bem como, de Oeiras e de outros locais dos concelhos da Amadora e Lisboa, não incluídos na Zona Alta. Inicialmente foi projetada para uma população servida de 725 mil habitantes equivalentes e com um caudal máximo de 4,5 m 3 /s, efetuando apenas o pré-tratamento e tratamento primário com cloragem (HIDRA; ENGIDRO, 2007). Em 2006, A ETAR foi sujeita a remodelação e ampliação, de forma a servir uma população de 756 mil habitantes equivalentes e incluir os tratamentos secundário e terciário (afinação), constituindo, ainda, um exemplo de requalificação urbana da região da ETAR. Assim, a capacidade da ETAR foi aumentada, sendo que o caudal máximo, na obra de entrada e tratamento primário, passa a 6.6 m 3 /s e, no tratamento secundário e desinfeção, corresponde a 3.3 m 3 /s. Na Figura 5.3 apresentam-se duas fotografias aéreas da ETAR de Alcântara, antes e depois da obra de reabilitação, em Figura 5.3: Fotografias aéreas da ETAR de Alcântara antes (à direita) e depois (à esquerda) da obra de reabilitação e reconstrução em Imagens retiradas de, respetivamente, HIDRA & ENGIDRO (2007) e SIMTEJO (2013). O sistema de Alcântara, composto pelas bacias Oc1, AO, A, B, C, D, E, F, G, H, I, J, L, M1 e K (Matos et al., 2007) constitui a maior bacia hidrográfica da cidade e o maior sistema de drenagem de Lisboa, ocupando uma área de, aproximadamente, 3200ha (Chiron et al., 2008). Figura 5.4:Sistema de drenagem de Alcântara, com a localização da Zona Alta e das Zonas Baixas (Algés- Alcântara e Terreiro do Paço-Alcântara (HIDRA; ENGIDRO, 2007). 43

64 Como se pode verificar pela Figura 5.4, no sistema de Alcântara estão incluídas três áreas administrativas distintas, os municípios de Lisboa, Amadora e Oeiras. De acordo com o tipo de escoamento, isto é, gravítico ou bombeado, o sistema é dividido em Zona Alta e Zona Baixa, tal como se pode observar na Figura 5.4. Enquanto na Zona Alta o escoamento do caudal de AR é feito graviticamente até à ETAR de Alcântara, na Zona Baixa, dividida entre Algés-Alcântara e Terreiro do Paço-Alcântara, o caudal necessita de ser bombeado até à ETAR através de EE. Relativamente ao tipo de rede na Zona Alta da Bacia de Alcântara, as sub-bacias pertencentes ao Concelho da Amadora são maioritariamente separativas, ao contrário da rede pertencente ao Concelho de Lisboa, que é se comporta maioritariamente como rede unitária, embora existam áreas onde se tem adotado progressivamente as redes separativas (HIDRA; ENGIDRO, 2007). 5.3 Rede de drenagem do caso de estudo A Zona Alta da bacia E (Figura 5.5), no qual se inclui a área do caso de estudo, possui cerca de 2746ha de área servida, com aproximadamente 250km de comprimento total dos coletores, servindo cerca de habitantes equivalentes (HIDRA; ENGIDRO, 2007). Relativamente à idade dos coletores, segundo o PGDL, metade da rede terá entre 54 e 95 anos. Figura 5.5: Localização do Caneiro de Alcântara na Zona Alta da Bacia de Alcântara (à esquerda) e identificação dos ramos do Caneiro de Alcântara, em toda a sua extensão (HIDRA; ENGIDRO, 2007). O troço principal da rede de drenagem possui uma secção característica do tipo Caneiro, geralmente designado por Caneiro de Alcântara e possui uma extensão de aproximadamente 13km. O Caneiro tem início no Casal de S. Brás, no Concelho da Amadora, e termina no ponto de descarga no Rio Tejo, junto à doca de Santo Amaro, em Alcântara. Tendo em conta que a Zona Alta engloba parte dos municípios da Amadora e Lisboa, o Caneiro de Alcântara é frequentemente denominado de ribeira da Falagueira, no troço pertencente ao concelho da Amadora. Na estrutura principal, o Caneiro de Alcântara é composto por quatro ramos (Figura 5.5): o ramo de Benfica-Campolide, o ramal das Avenidas-Novas, o ramo de Campolide-Alcântara e o troço Marítimo (Chiron et al., 2008). Algumas características dos ramos do Caneiro abrangido pelo caso de estudo são apresentadas no Quadro

65 Quadro 5.1: Secções e respetivos declives dos ramos do Caneiro incluídos da área em estudo. Informação retirada de HIDRA & ENGIDRO (2007). Ramo Benfica - Campolide Avenidas - Novas Campolide - Alcântara Secção (mm) 5460x x x x5015 Declive (m/m) Na área da bacia pertencente a Lisboa, o Caneiro apresenta uma forma típica, representada pela Figura 5.6, com abóbadas, onde os impulsos são suportados pelos encontros, e soleira de revestimento simples. Esta estrutura é maioritariamente construído em betão simples, embora uma pequena extensão seja em alvenaria de pedra ou em betão armado, sendo que, neste caso é adotada outro tipo de secção transversal (Chiron et al., 2008). Figura 5.6: Geometria típica do Caneiro de Alcântara (HIDRA; ENGIDRO, 2007). O Caneiro de Alcântara tem sido alvo de alguns programas de reabilitação e reconstrução nos últimos anos, por parte da CM Lisboa, devido à ocorrência de roturas e colapsos. Importa referir que, no passado, o Caneiro era uma antiga ribeira, a Ribeira de Alcântara, que foi posteriormente canalizada e, para além de transportar o caudal de AR, também recebe uma fração importante de caudal pluvial. Além disso, o vale de Alcântara tem sofrido alterações bastante significativas, outrora era constituído por florestas primitivas, dando lugar a diversas atividades, como a agro-pecuária, e previamente à revolução industrial, possuía um carater aristocrático, com quintas de recreio e atividades de caça. A ocupação da zona modificou-se rapidamente desde o terramoto de A ocupação urbana altera consideravelmente a rede hidrográfica natural, sendo que a maioria das linhas de água foram canalizadas, sobretudo, devido à necessidade de terrenos para construção. Com isto a rede hidrográfica natural foi-se gradualmente transformando na rede de drenagem urbana (HIDRA; ENGIDRO, 2007). Relativamente à ribeira da Falagueira, outrora uma ribeira natural, existe muito pouca informação acerca da mesma, no entanto, sabe-se que corresponde a um coletor geral unitário, possuindo um troço de montante sem qualquer intervenção, seguido de um troço entubado. Segue-se um troço regularizado que termina numa câmara de visita, possivelmente servindo de bacia de retenção, seguido de um troço entubado que termina no limite do concelho da Amadora. A ribeira da Falagueira tem sido alvo de algumas intervenções de reabilitação (HIDRA; ENGIDRO, 2007). No Quadro 5.2 apresentam-se as dimensões da ribeira da Falagueira, de acordo com a geometria das secções. 45

66 Quadro 5.2: Dimensões da ribeira da Falagueira. Adaptado de HIDRA & ENGIDRO (2007). Secção tipo Secção (mm) Inclinação (m/m) Oval 1800x Circular Oval 2000x Oval 2500x Retangular 2500x Retangular 4500x No PGDL e em HIDRA & ENGIDRO (2007) foram identificados vários problemas na bacia E, nomeadamente, ao nível do desempenho hidráulico, do estado de conservação e das ligações e interceções inadequadas, tendo concluído que alguns coletores necessitam de ser substituídos, dado o seu estado de conservação e por falta de capacidade hidráulica. Os principais problemas detetados foram os seguintes: inundações frequentes, assoreamentos, abatimento de soleiras, desgaste nas paredes e soleiras, rede pluvial com afluências domésticas, interceções inadequadas com descarga direta de caudal doméstico e falta de capacidade de alguns troços (Chiron et al., 2008). Como já foi referido no subcapítulo 2.5, o estado de conservação dos coletores é determinante para o fenómeno da infiltração de água subterrânea, pelo que será expectável, na aplicação do método dos isótopos à rede de coletores em estudo, obter contribuições importantes de infiltração no caudal total. 5.4 Características relevantes da região Considerações iniciais De forma a compreender melhor o enquadramento do caso de estudo, torna-se pertinente apresentar alguns aspetos mais relevantes da região, como o clima e relevo, geologia, ocupação do solo, permeabilidade do solo e nível hidrostático das massas de água subterrâneas. Embora a permeabilidade do solo e o nível hidrostático sejam características relevantes da região, estes temas serão explorados no subcapítulo dedicado às águas subterrâneas existentes no caso de estudo (subcapítulo 5.5), dados que se relacionam diretamente com água no solo. Em CM Lisboa (2010), Oliveira (2010) e Rodrigues (2013) é apresentada uma caracterização completa da Zona Alta da bacia de Alcântara, pelo que a informação apresentada neste ponto será maioritariamente baseada nestas referências Clima e relevo De uma forma geral, Lisboa apresenta um clima mediterrâneo, com o Verão tipicamente quente e seco e com grande parte da precipitação concentrada nos meses entre Outubro e Abril. O clima da região pode ser explicado por fatores geográficos regionais, tal como, a latitude e proximidade do Oceano Atlântico, conferindo uma amenidade térmica. Dada a proximidade entre os concelhos de Lisboa e Amadora, considera-se que o clima é idêntico em ambos, para efeitos da presente dissertação. 46

67 A temperatura média anual da cidade aproxima-se dos 16ºC, sendo que os mínimos (valor médio de 10ºC) surgem nos meses de Dezembro, Janeiro e Fevereiro, enquanto os máximos, em termos médios, rondam entre 20ºC e 25ºC, e ocorrem nos meses de Julho a Setembro. Em termos de precipitação anual, registou-se um valor médio 725 mm, entre 1990 e 2000, valores máximos de cerca de 160mm (no mês de Fevereiro) e valores mínimos entre 3 e 7mm (nos meses de Julho e Agosto). Lisboa encontra-se sujeita a eventos extremos de temperatura, precipitação, vento forte e trovoada. De acordo com as condições atmosféricas a que Lisboa é sujeita, é possível distinguir dois períodos climáticos diferentes: um período de Novembro a Março e outro de Abril a Outubro (CM Lisboa, 2010). Figura 5.7: Modelo Digital do Terreno da região da Zona Alta da bacia de Alcântara (Rodrigues, 2013). Relativamente ao relevo da bacia de Alcântara, de acordo com o Modelo Digital do Terreno da bacia (MDT) da bacia em estudo representada na Figura 5.7, verifica-se que a altitude varia, aproximadamente, entre os 36 e 280m. Além disso, verifica-se ainda que grande parte da região de Lisboa da bacia de Alcântara caracteriza-se por apresentar altitudes entre 60 e 120m, enquanto a região da bacia pertencente ao concelho da Amadora, apresenta altitudes relativamente superiores, atingindo altitudes entre os 240 e 280m Geologia e tipos de solo No concelho de Lisboa afloram uma grande variedade de formações geológicas. Na Figura 5.8 é apresentada a Carta Geológica dos concelhos de Lisboa e Amadora com delimitação da Zona Alta da Bacia de Alcântara, onde é possível identificar as unidades geológicas associadas à área em estudo. Assim, verifica-se que o Complexo Vulcânico de Lisboa (CVL) ocupa uma área considerável na bacia, as unidades aluvionares, junto ao Caneiro, o complexo de Benfica e as Argilas de Prazeres ocupam grande parte da restante área. Com menor expressão, surgem as formações de Caneças e de Bica. 47

68 Figura 5.8: Mapa geológico da Zona Alta da bacia de Alcântara (Rodrigues, 2013). Relativamente aos tipos de solo, destacam-se os solos basálticos, carbonatados, argilosos e aluvionares. O solo associado ao CVL corresponde a uma formação geológica com origem basáltica. Por outro lado, o Complexo de Benfica, assim como, as Argilas de Prazeres, apresentam solos argilosos. Já as Formações de Caneças e de Bica apresentam solos carbonatados (CM Lisboa, 2010). Assim, a bacia de drenagem de Alcântara insere-se maioritariamente em formações detríticas, carbonatadas e em rochas ígneas (Oliveira, 2010). Refira-se que esta variedade de formações geológicas constitui a responsável pela permeabilidade heterogénea da bacia em estudo pelo que, por conseguinte, a capacidade de armazenamento de água subterrânea varia de acordo com o tipo de formação (Oliveira, 2010) Uso do solo Em HIDRA; ENGIDRO (2007) foi elaborado uma carta simplificada do uso do solo da Zona Alta da bacia de Alcântara exclusivamente para o concelho de Lisboa, de acordo com oito classes: espaço verde; área edificada; área edificada de baixa densidade; área edificada moradias; canal rodoferroviário; área industrial; usos especiais e não classificado. Na Figura 5.9 apresenta-se a carta do uso do solo da área de Lisboa da bacia em estudo, onde é evidente uma grande área com a classificação de área edificada baixa densidade, observando ainda uma mancha de espaço verde, correspondente ao Parque do Monsanto. Desta forma, tendo em conta a informação referida, é possível afirmar que a área da bacia (do concelho de Lisboa) apresenta uma fração importante de área edificada, em regra, impermeabilizada, levando a escoamento superficial e dificultando a infiltração de água pluvial no solo. 48

69 Figura 5.9: Uso do solo na Zona Alta da Bacia de Alcântara. Adaptado de HIDRA; ENGIDRO (2007) e Rodrigues (2013). De facto, no PGDL (2008) foi atribuído a cada classe uso do solo, um valor do parâmetro C do método racional, método este aplicado à determinação dos caudais de ponta pluviais. Este coeficiente expressa, de certa forma, o grau de impermeabilização do solo, dado que engloba vários aspetos como a relação entre o volume de água escoada e a precipitação, os efeitos de retenção, regolfo, entre outros. Para a bacia de Alcântara, incluindo a Zona Baixa, admite-se um valor médio ponderado do parâmetro C de 0,67 (CHIRON; ENGIDRO; HIDRA, 2006). Figura 5.10: Carta do uso do solo do Concelho de Amadora, em 2007 (Crucho, 2013). 49

70 Em Crucho (2013) é apresentada a Carta do uso do solo do Concelho de Amadora do ano de 2007 (Figura 5.10), sendo atribuídas dez classes, nomeadamente: Tecido Urbano; Indústria, comércio e equipamentos gerais; Redes viárias e ferroviárias e espaços associados; Áreas em construção ou de deposição de resíduos; Equipamentos desportivos, culturais e de lazer; Espaços verdes urbanos; Área Agrícola; Pastagens permanentes; Florestas; Vegetação arbustiva e herbácea. Observa-se uma macha considerável das classes Tecido Urbano e Vegetação arbustiva e herbácea. 5.5 Caraterização do sistema de águas subterrâneas na bacia de Alcântara Considerações iniciais O presente subcapítulo tem como objetivo apresentar as características mais importantes, para a dissertação, das águas subterrâneas existentes no Concelho de Lisboa, incluindo na área em estudo, pelo que apresenta-se, de seguida, uma breve caracterização hidrogeológica da região, bem como, uma referência à permeabilidade do solo e nível hidrostático Hidrogeologia e Hidrologia da região Formações hidrogeológicas e permeabilidade do solo O concelho de Lisboa encontra-se situado na Orla Meso-Cenozóica, também conhecida como Orla Ocidental, uma das quatro unidades hidrogeológicas de Portugal Continental (Figura 5.11). Nesta unidade predominam os sedimentos carbonatados, arenitos e argilitos e é caracterizada por séries espessas de sedimentos, chegando a ultrapassar a espessura de 3000m (Instituto Nacional da Água, 1997). Na Figura 5.11 estão também representados os Sistemas de Aquíferos existentes na Orla Ocidental. Apesar da variedade de sistemas aquíferos, o Concelho de Lisboa não se inclui em nenhum dos sistemas, estando inserido, na Orla Ocidental Indiferenciada da Bacia do Tejo. Figura 5.11: Unidades hidrogeológicas de Portugal Continental (à direita) e Sistemas de Aquíferos da Orla Ocidental (à esquerda), (Instituto Nacional da Água, 1997). 50

71 Relativamente às propriedades hidrogeológicas, a Orla Ocidental apresenta dois tipos de formações diferentes. As formações com porosidade primária predominante estão associadas a rochas sedimentares, enquanto as formações com porosidade secundária correspondem a rochas ígneas e metamórficas fissuradas (Oliveira, 2010). Em termos do modelo de funcionamento hidrogeológico, em regra, a principal fonte de recarga de água subterrânea na RH5 e, portanto, na Zona Alta da bacia de Alcântara, é a infiltração da água da chuva, cujo processo depende do tipo de solo e das condições de ocupação do mesmo (ARH do Tejo, 2012b). A permeabilidade do solo, uma característica intimamente ligada às formações hidrogeológicas, constitui um aspeto importante no estudo de infiltrações de água subterrânea, pois influencia o nível freático e, consequentemente, a magnitude da infiltração. Em CM Lisboa (2010) foi estudada a permeabilidade dos solos do concelho de Lisboa (Figura 5.12), fazendo distinção de cinco classes de permeabilidade (baixa, baixa a média, média, média a alta, alta), considerando a textura e composição de cada formação geológica. Como se pode verificar, a área de Lisboa incluída na Zona Alta da Bacia de Alcântara apresenta as cincos classes acima referidas, denotando uma maior área com solos de classe baixa e baixa a média, verificando, no entanto, um maior grau de permeabilidade junto ao Caneiro de Alcântara. Em Crucho (2013) é apresentada a Carta de permeabilidade dos solos do Concelho da Amadora (Figura 5.13), onde são também distinguidas cinco classes de permeabilidade, muito reduzida, reduzida, variável, elevada, muito elevada, sendo que a classe mais abundante corresponde à classe muito reduzida. Figura 5.12: Carta de permeabilidade do concelho de Lisboa com delimitação da Zona Alta da bacia de Alcântara, à escala 1:10000 (Rodrigues, 2013). 51

72 Figura 5.13: Carta de permeabilidade dos solos do Concelho da Amadora (Crucho, 2013). No concelho de Lisboa distinguem-se cinco formações hidrogeológicas: Sistema Aluvionar apresenta depósitos relacionados com o curso principal do Rio Tejo, com permeabilidade alta; Sistema Multicamada Miocénico - composto por diversas camadas permeáveis, destacando, na área em estudo, as Camadas de Prazeres (associadas às Argilas de Prazeres), constituídas por argilitos siltosos e margosos, entre outros. Apresenta permeabilidade baixa; Complexo Oligocénico associado ao Complexo de Benfica, possui composição heterogénea, constituído por diversos tipos de compostos detríticos, apresentando produtividade muito baixa e permeabilidade baixa; Complexo Vulcânico de Lisboa apresenta permeabilidade baixa a média; Complexo Cretácico (Complexo Carbonatado Cenomaniano) associadas às formações de Bica e Caneças, apresenta um espesso conjunto de calcários (margosos, dolomíticos), margas e argilas margosas, possuindo permeabilidade média a alta (Oliveira, 2010). Assim, dado que a permeabilidade dos solos traduz a capacidade de infiltração de água, os solos com maior permeabilidade, nomeadamente, os solos aluvionares e das Formações de Bica e Caneças, possuem um maior potencial de infiltração e, por consequência, uma maior recarga das massas de água (MA) subterrânea. Por outro lado, nos solos do Complexo de Benfica e do CVL, com 52

73 menor permeabilidade, a infiltração de água no solo é menor, havendo, em regra, uma menor recarga das MA Nível hidrostático, produtividade e recarga das massas de água subterrânea Em Rodrigues (2013) são apresentados os níveis hidrostáticos das MA subterrâneas de algumas formações geológicas aflorantes à bacia em estudo. Como se pode verificar pelo Quadro 5.3, em média, a Zona Alta da Bacia de Alcântara apresenta níveis hidrostáticos que variam entre 4.70 e 7.48m. Quadro 5.3: Nível hidrostático de algumas formações da bacia em estudo. Adaptado de Rodrigues (2013). Formação Geológica Nível Hidrostático (m) Média Mediana Mínimo Máximo Argilas do Forno do Tijolo 6,78 4,80 0,6 23,0 Calcários de Entrecampos 7,48 6,20 0,6 25,0 Areolas da Estefânia 6,00 5,10 0,0 21,1 Argilas e Calcários dos Prazeres 6,04 5,50 0,0 21,6 Formação de Benfica 6,36 4,70 0,0 32,0 Complexo Vulcânico de Lisboa 6,02 4,75 0,0 24,6 No que respeita à produtividade das massas de água (MA) subterrânea, distinguem-se três classes de produtividade, que constam no Quadro 5.4. Quadro 5.4: Classes de produtividade das massas de água subterrânea (ARH do Tejo, 2012b). Classificação Intervalo Produtividade alta 6 l/s Produtividade média 1 l/s e < 6 l/s Produtividade baixa < 1 l/s Segundo ARH do Tejo (2012b), a produtividade da unidade hidrogeológica onde se insere a bacia em estudo é classificada de baixa a média, com um valor mínimo de 0.4 l/s e um máximo de 41.7 l/s. Em Rodrigues (2013) é apontado um intervalo de produtividade das MA subterrânea da bacia em estudo, entre l/s e 9.72l/s, pertencentes às formações Argilas e Calcários dos Prazeres e CVL, respetivamente. No Quadro 5.5 encontram-se classificadas algumas formações da bacia em estudo, em termos da sua classe de produtividade, observando uma predominância de produtividade baixa. Quadro 5.5: Classificação da produtividade de algumas formações geológicas aflorantes à bacia em estudo. Adaptado de Rodrigues (2013). Formação Geológica Argilas do Forno do Tijolo Calcários de Entrecampos Areolas da Estefânia Argilas e Calcários dos Prazeres Formação de Benfica Complexo Vulcânico de Lisboa Classe de produtividade Média Média a Baixa Média a Baixa Baixa Baixa Baixa 53

74 Relativamente à recarga, tal como referido anteriormente, considera-se que esta tem como fonte principal a água da chuva e, de acordo com ARH do Tejo (2012b) representa cerca de 9% da precipitação total anual. Em média, a recarga na Orla Ocidental Indiferenciada da Bacia do Tejo apresenta uma recarga anual no valor de 64 mm e 87.64hm Origem da água de abastecimento na Região de Lisboa Sistema da EPAL e abastecimento na região de Lisboa O abastecimento de água para consumo na região da Grande Lisboa está a cargo da empresa EPAL, Empresa Portuguesa das Águas Livres, do Grupo Águas de Portugal. O sistema de EPAL serve uma população de, aproximadamente, 3 milhões de pessoas, em 35 municípios da margem norte do rio Tejo, abrangendo uma área total de km 2. O sistema de abastecimento é composto pelos subsistemas de produção, tratamento, adução, armazenamento e distribuição (EPAL, 2014). Dada a importância das origens de água para o método dos isótopos estáveis, julga-se relevante apresentar uma breve descrição do subsistema de produção de água. O sistema de produção da EPAL engloba três subsistemas, sendo eles, o sistema de Castelo de Bode, o subsistema Valada Tejo e o subsistema Alviela (EPAL, 2014). O subsistema de Castelo de Bode, do Rio Zêzere, constitui o principal ponto de captação da EPAL, como se pode verificar no Quadro 5.6, sendo que a água captada neste ponto é tratada na ETA da Asseiceira. A segunda captação com maior peso diz respeito à Captação de Valada Tejo, situada na margem do Rio Tejo, estando a ETA de Vale da Pedra associada a esta captação. Relativamente às captações subterrâneas, a EPAL totaliza vinte furos com um volume captado. Deste grupo fazem parte 14 furos das Lezírias no Mio-Pliocénio e três furos de Alenquer e três da OTA de maciço calcário (EPAL, 2012). Quadro 5.6: Volumes anuais de captação do sistema EPAL, em Informação recolhida em EPAL (2012). Tipo de origem Origem Volume anual captado (milhões de m 3 ) Contribuição (%) Água superficial Castelo de Bode ,9 Valada Tejo 47 20,9 Água subterrânea Lezírias, OTA e Alenquer 18 8,2 Tal como mencionado anteriormente, o caso de estudo inclui áreas de dois concelhos, sendo eles o concelho de Lisboa e o concelho de Amadora. O município de Lisboa possui uma área total de 84.7km 2, com cerca de 500 mil habitantes residentes, sendo abastecido pela EPAL desde O abastecimento de Lisboa é feito por diversos subsistemas adutores, nomeadamente, o Adutor Alviela, Adutor Tejo, Adutor Vila Franca de Xira/Telheiras e Adutor da Circunvalação (EPAL, 2010). Em 2004 o concelho recebeu um total de 94 milhões de m 3 de água, com cerca de 80% de consumo efetivo (LISBOA e-nova, 2006). O município da Amadora compreende uma área de 23,8 km 2, com uma população residente de, aproximadamente, habitantes, sendo que a EPAL garante o abastecimento de 11 freguesias do município, com a quota de mercado no valor de 97% e com 6 54

75 pontos de entrega. Segundo dados de 2004, o concelho de Amadora faturou cerca de 13,5 milhões de m 3 (EPAL, 2010) Sub-Bacia do Zêzere Castelo de Bode Tendo em conta que o abastecimento da cidade de Lisboa assegurado pela EPAL provém maioritariamente da albufeira de Castelo de Bode (com contribuição de cerca de 70% em 2012), julga-se relevante dedicar este subcapítulo a uma breve caracterização da sub-bacia do Zêzere, com referência à albufeira de Castelo de Bode, mencionando os aspetos mais relevantes para a dissertação. Desta forma, pretende-se compreender melhor a origem de água de abastecimento da região em causa. A sub-bacia do Zêzere pertence à Região Hidrográfica 5 (RH5), unidade principal de planeamento e gestão das águas referente à bacia do Tejo. A RH5, tal como é possível verificar pela Figura 5.14, corresponde a uma região hidrográfica internacional, estendendo-se para o território espanhol, em que, dos km 2 de área, apenas 32% se encontra em território português. A sub-bacia do Zêzere, também representada na Figura 5.14, localiza-se na margem do Rio Tejo, possuindo uma área abrangente de, aproximadamente, 503ha, com 93 massas de água, sendo a segunda sub-bacia da Região Hidrográfica do Tejo com maior dimensão. É caracterizada por grandes manchas florestais e meios semi-naturais. Figura 5.14: Região Hidrográfica do Tejo (RH5) (imagem esquerda) e pormenor da Sub-bacia Hidrográfica do Rio Zêzere com referência e classificação do estado das massas de água (imagem direita). As imagens foram retiradas, respetivamente, ARH do Tejo (2012b) e ARH do Tejo (2012a) Em termos de qualidade das massas de água, segundo os dados do PGRH do Tejo, 60% da área pertencente à Sub-bacia do Zêzere apresenta um estado a partir de Bom, 23% das massas de água possuem o estado inferior a Bom e 17% não foram classificadas. As maiores pressões identificadas são a agricultura, a desflorestação e a urbanização, sendo ainda uma das sub-bacias mais afetada pelos eventos de cheias (ARH do Tejo, 2012a). 55

76 Relativamente à barragem de Castelo de Bode, maior origem de abastecimento de água para consumo da região de Lisboa, esta localiza-se na freguesia de São Pedro de Tomar, no concelho de Tomar, no distrito de Santarém, sendo que a linha de água é o Rio Zêzere. A sua atividade teve início no ano de 1951 e, atualmente, para além de constituir uma origem de água de abastecimento, é também utilizada para aproveitamento hidroelétrico (com produção média anual de 390 GWh), controlo de cheias e atividades de recreio. A albufeira possui uma capacidade útil de 9.005x10 8 m 3, com um nível de pleno armazenamento (NPA) de 121m e um nível de máxima cheia (NMC) de 122m. No que diz respeito às características hidrológicas, o registo de precipitação média anual corresponde a 1200mm, o caudal de cheia é cerca de 4750m 3 /s, e o período de retorno é de 1000 anos (CNPGB, 2014). Dada a importância da altitude e proximidade do oceano para o método dos isótopos estáveis (ver subcapítulo 4.3), importa referir que a barragem encontra-se a cerca de 70km (em linha reta) do oceano atlântico (Google Maps Engine, 2014). Como é possível verificar pelo MDT da Albufeira de Castelo de Bode, apresentado na Figura 5.15, a albufeira encontra-se a uma altitude entre 200 e 300m. Figura 5.15: Modelo Digital do Terreno da Albufeira de Castelo de Bode (APA, 2014) 56

77 6 Trabalho de campo e resultados da investigação 6.1 Considerações iniciais Reunida toda a informação necessária para compreender e avaliar a infiltração de água subterrânea no sistema de drenagem urbana na Zona Alta da Bacia de Alcântara pela aplicação do método dos isótopos estáveis, segue-se, deste modo, a apresentação dos resultados do projeto. Tal como foi referido, a aplicação do método dos isótopos estáveis foi realizada no âmbito de uma prestação de serviços do Instituto Superior Técnico (IST), através da Associação para o Desenvolvimento do Instituto Superior Técnico (ADIST), à SIMTEJO, para o projeto denominado Avaliação de caudais de infiltração na Zona Alta de Alcântara, incluindo contribuições dos caneiros da Falagueira e Damaia, Amadora. Desta forma, o presente capítulo é baseado no relatório desenvolvido pelo Instituto Superior Técnico, no âmbito do projeto, sendo que apenas serão apresentados os resultados referentes à secção de Alcântara, identificada em seguida. Assim, neste capítulo será apresentada, primeiramente, uma breve nota da metodologia de estimativa da infiltração utilizada neste projeto, seguida da descrição das Campanhas de amostragem realizadas. Posteriormente, será feita uma breve análise dos caudais registados na rede. Seguidamente, são analisados os resultados da investigação em termos da razão isotópica das diferentes origens da água, para, numa fase seguinte, determinar e avaliar os caudais de infiltração obtidos afluentes à ETAR de Alcântara, em termos de valores totais nos períodos avaliados (período de Verão e período de Inverno, de infiltração específica e unitária. Posto isto, será feita uma discussão crítica dos resultados. 6.2 Metodologia de estimativa da infiltração De forma a avaliar a infiltração de água subterrânea no sistema de drenagem da Zona Alta da Bacia de Alcântara, foi necessário respeitar um conjunto de atividades e tarefas, bem como considerar algumas hipóteses, face aos resultados obtidos. De forma a resumir e a tornar o relatório mais claro, os procedimentos adotados constam no Quadro 6.1. Quadro 6.1: Procedimento adotado pelo projeto para aplicação do Método dos Isótopos Estáveis para avaliação da infiltração no sistema de drenagem de Alcântara. Baseado em Matos et al. (2014). Sequência de passos para estimativa de infiltração 1 Estudo do enquadramento da bacia em estudo para averiguar aplicabilidade do método, quanto às origens de água de abastecimento público, e determinar localização dos pontos de recolha. 2 Planeamento das campanhas de amostragem e realização de atividade de reconhecimento do local. 3 Realização de duas campanhas de amostragem, no período de Verão e no período de Inverno, ambas em tempo seco, com recolha de amostras de três origens diferentes (águas freáticas, água potável e água residual total. 4 Análise das amostras em laboratório (ver subcapítulo 4.4) 5 Aplicação do método dos isótopos estáveis, proposto por Gujer e descrito em De Bénédittis e Bertrand- Krajewski (2004a) (ver subcapítulo 4.5) 6 Análise e discussão dos resultados (ver Capítulo 6) 57

78 Relativamente às hipóteses assumidas, destacam-se as referidas de seguida. Para efeitos de estimativa de infiltração, considerou-se os valores médios da razão isotópica obtida das demais amostras de água potável e de água freática. Importa referir que para este projeto não houve necessidade de realização de uma pré-campanha de amostragem, tal como sugerido no subcapítulo 4.5 (nomeadamente no Quadro 4.3), de forma a averiguar a aplicabilidade do método. Isto porque, se sabia a priori que a razão isotópica δ 18 O do aquífero local é distinta da razão isotópica δ 18 O da água distribuída na região em estudo, devido a um estudo experimental feito em 2007 que comprovou esta diferença (Rodrigues, 2013). Refira-se ainda que a análise laboratorial das razões isotópicas das amostras recolhidas nas campanhas de amostragem foi levada a cabo pelo Laboratório SIIAF (do termo em inglês, Stable Isotopes and Instrumental Analysis Facility) pertencente à Faculdade de Ciências da Universidade de Lisboa. 6.3 Campanhas de amostragem Aspetos gerais De forma a aplicar o método dos isótopos para a avaliação da infiltração na Zona Alta da bacia de Alcântara, é necessária, numa primeira fase, a realização de campanhas de amostragem, recolhendo amostras de água em origens e locais estratégicos. A seleção dos dias para realização das campanhas de amostragem é crucial para o método dos isótopos estáveis. Recorda-se que é necessário que se verifique a condição de tempo seco, sendo que se admite, para o efeito, que esta condição se verifica caso nos dois dias antecedentes não haja registo de precipitação. Esse intervalo de tempo de 48 h parece razoável e conservativo, considerando que o tempo de concentração da bacia é de cerca de 4 a 6 h (HIDRA; ENGIDRO, 2007) e tendo em conta o que foi discutido no subcapítulo 4.5. Assim, aquando a escolha dos dias para a realização das campanhas de amostragem é necessário garantir que não há registos de precipitação tanto nos próprios dias como nos dois dias antecedentes. No âmbito do projeto da SIMTEJO, foram realizadas duas campanhas de amostragem de 3 dias de tempo seco: uma no período de Verão, nos dias 22, 23 e 24 de Julho de 2013, e outra no período de Inverno, entre os dias 12 e 14 de Março de 2014, considerando, deste modo, a variação sazonal do nível freático. De forma a obter resultados com maior resolução, seria aconselhável efetuar recolhas horárias, com o intuito de captar pequenas variações ao longo do dia. No entanto, devido a questões logísticas, tal não foi possível. Aquando o planeamento dos trabalhos e das campanhas foram estudados diversos aspetos, nomeadamente, as origens de água que possam afluir ao sistema de drenagem, o número adequado de pontos de recolha de amostras, a localização e distribuição espacial dos pontos, bem como a facilidade de acesso aos mesmos. Este último ponto é particularmente importante, pois pode pôr em causa a recolha das amostras, caso o acesso aos pontos de medição seja impossibilitado. 58

79 Na seleção dos pontos de medição é necessário ter acesso a dados geográficos das três origens de águas referidas anteriormente (água potável, água freática e água residual). O planeamento da recolha de água potável foi relativamente simples, uma vez que a recolha pode ser feita em torneiras de domicílios ou de espaços comerciais, ou até mesmo em bebedouros ou fontes de água localizadas em espaços públicos. No caso das águas freáticas é aconselhável recorrer aos cadastros de poços e minas de água, caso não existam cursos de água superficiais adequadas. Relativamente à escolha dos pontos de recolha de água residual, selecionou-se a secção terminal da Zona Alta, junto à ETAR de Alcântara, sendo que, desta forma, os caudais de infiltração que serão obtidos poderão ser representativos da infiltração total na zona alta da bacia de Alcântara, nos períodos considerados. Importa salientar que a realização das campanhas exige um vasto conjunto de recursos humanos e materiais. As condições de acessibilidade de cada local definem o número de pessoas necessário. Os recursos materiais podem dividir-se em duas categorias: os que são inerentes à recolha de amostras para análise da razão isotópica, e os que são auxiliares. No primeiro caso incluem-se filtros, seringas e tubos e no segundo baldes, copos e instrumentos de ajuda à remoção das tampas, por exemplo. Uma vez que as amostras têm de ser armazenadas a baixa temperatura, é ainda fundamental dispor de geleira. O fornecimento do material foi assegurado pelas entidades envolvidas no projeto, ou seja, o Instituto Superior Técnico e a SIMTEJO, essencialmente responsáveis pelo material de segurança e auxílio de amostragem, nomeadamente, luvas, frascos, refrigerador, sonda paramétrica, entre outros. Além disso, o SIIAF forneceu o material de amostragem, isto é, filtros, seringas e tubos Eppendorf. Previamente à realização de cada campanha foi necessário proceder a diversas atividades de preparação, como assegurar a disponibilidade dos materiais e equipamentos necessários, bem como dos recursos humanos. Além disso, foi necessário realizar visitas prévias de reconhecimento dos locais previamente selecionados, de forma a conhecer a localização de cada ponto, a estudar o percurso entre pontos, adaptar o planeamento inicial das atividades, se necessário, e ainda tentar prever possíveis obstáculos que possam dificultar o bom funcionamento das campanhas. Nos planos de atividades das campanhas foi estabelecido um calendário de recolhas de amostras, no qual se encontram indicadas as horas das recolhas de cada ponto referido de recolha definido, bem como as equipas destacadas para o efeito. A calendarização das recolhas de amostras pode ser consultada no Anexo I. A recolha de amostras para análise da razão isotópica tem naturalmente algumas especificidades, sendo que os procedimentos e os cuidados a ter diferem ligeiramente, consoante a origem de água (freática, potável ou residual). Para tornar mais clara a explicação dos procedimentos, apresentam-se no Anexo II o procedimento a respeitar de acordo com a origem de água. Para além de se terem consultado relatórios de campanhas semelhantes realizadas anteriormente (fora de Portugal), seguiram-se as indicações do SIIAF ( Stable Isotopes and Instrumental Analysis Facility ) (Matos et al., 2014) 59

80 Importa ainda referir que, aquando as campanhas de amostragem, recorreu-se a uma sonda paramétrica de forma a efetuar medições in situ de diversos parâmetros, como a temperatura, ph, condutividade, entre outros. Foi ainda feita a análise de CQO das amostras recolhidas na campanha de Verão de modo a determinar se existia contaminação. Os resultados destas medições podem ser consultados no Anexo III Campanha de Verão A campanha de amostragem do período de Verão foi realizada nos dias 22, 23 e 24 de Julho de 2013, e abrange seis pontos de recolha, sendo que um corresponde a águas residuais, dois a água potável e três a água freática. A descrição e localização dos pontos de recolha constam no Quadro 6.2 e a localização dos mesmos pode ser visualizada na Figura 6.1. Quadro 6.2: Identificação dos locais de medição da campanha de Verão. Adaptado de Matos et al. (2014). Origem Local Identificação Morada Água residual (total) Água potável (rede) Água freática Caneiro de Alcântara CANETAR ETAR de Alcântara (Av. De Ceuta), Lisboa Bebedouro (Parque Aventura) AP1 Estrada da Falagueira, Amadora Torneira (ETAR de Alcântara) AP2 ETAR de Alcântara (Av. De Ceuta), Lisboa Nascente da R. da Fonte dos Passarinhos AF1 Rua Fonte dos Passarinhos, Amadora Nascente do Jardim da Mina AF2 Praceta do Jardim da Mina, Amadora Linha de água do Parque Aventura (Belas/aqueduto) AF3 Estrada da Falagueira, Amadora Figura 6.1: Localização dos pontos de recolha de amostras na bacia, em planta (Matos et al., 2014). 60

81 Com esta campanha recolheu-se um total de 56 amostras, isto é, 20 amostras de água potável, 22 amostras de água residual e 14 amostras de água residual total (na secção CANETAR). Refira-se que, por motivos principalmente logísticos, o horário, duração, distribuição temporal e tipo de recolhas não foram iguais em todos os dias, como mostram os resultados e a calendarização no Anexo I Campanha de Inverno Pretende-se que os resultados obtidos nas duas campanhas se complementem e sejam concordantes, e que a sua análise conjunta permita entender melhor a contribuição da infiltração na Zona Alta da bacia de Alcântara. Naturalmente, para que os resultados possam ser comparáveis, os locais escolhidos para a recolha de amostras devem ser os mesmos nas duas campanhas. No entanto, após a realização da primeira campanha identificaram-se situações, referidas de seguida: As análises de CQO mostraram que o local AF1 (Nascente da Rua dos Passarinhos) se encontrava contaminada, tal como é possível verificar pelo Anexo III, pelo que não pode ser usada como indicador para águas freáticas; As amostras de água potável recolhidas nos locais AP1 e AP2 apresentaram valores de δ 18 O relativamente diferentes, o que torna pouco rigoroso utilizar a média dos valores como valor de referência para águas residuais. Assim, foi necessário fazer alterações nos locais de recolha de amostras de águas potáveis e freáticas, com o intuito de corrigir os problemas anteriormente referidos. O ponto AF1 foi substituído pela nascente da Quinta da Laje (Figura 6.2), um dos locais previamente apontados pela SIMTEJO e visitados, denominando-se AF4. Figura 6.2: Fotografias dos locais AF4,, AF2 e AF3,, respetivamente da esquerda para a direita (Matos et al., 2014). Adicionalmente, para conseguir um maior rigor na análise da razão δ 18 O característica da água potável, foram recolhidas amostras em mais uma secção da bacia. Assim, para além dos locais AP1 e AP2 (analisados na campanha da Verão), foi incluída uma terceira origem de água potável, próxima das Portas de Benfica. A inclusão desta secção permite ainda dispor de uma maior variabilidade espacial nos resultados relativos a águas potáveis. A descrição e localização de cada ponto de amostragem na campanha de Inverno apresentam-se no Quadro 6.3 e Figura

82 Figura 6.3: Localização dos pontos de recolha de amostras na bacia, em planta (Matos et al., 2014). Quadro 6.3: Identificação dos locais de medição da campanha de Inverno. Adaptado de Matos et al. (2014). Origem Local Morada Água residual (total) Caneiro de Alcântara CANETAR ETAR de Alcântara (Av. De Ceuta), Lisboa Água potável (rede) Água freática Bebedouro (Parque Aventura) AP1 Estrada da Falagueira, Amadora Torneira (ETAR de Alcântara) AP2 ETAR de Alcântara (Av. De Ceuta), Lisboa Torneira (Zona Portas de Benfica) AP3 Portas de Benfica (estabelecimento comercial) Nascente do Jardim da Mina AF2 Praceta do Jardim da Mina, Amadora Linha de água do Parque Aventura (Belas/aqueduto) AF3 Estrada da Falagueira, Amadora Nascente da Quinta da Laje AF4 Estrada da Falagueira, Amadora Nesta campanha foram recolhidas, no total, 74 amostra, ou seja, 30 amostras de água potável, 30 amostras de água freática e 14 amostras de água residual total (na secção CANETAR). Dada a experiência adquirida com a primeira campanha, a calendarização da campanha de Inverno sofreu algumas alterações, tal como se pode verificar no Anexo I. 6.4 Análise de caudais na rede A análise dos registos dos caudais na rede é essencial para o cálculo dos caudais de infiltração, pelo que, neste subcapítulo, é estudado o regime de caudais da secção da CANETAR. Para esta secção considerou-se os caudais registados na secção ALC200 (localizada próximo do Aqueduto das Águas Livres), dado que não existem registos de caudais na secção de recolha de amostras, sendo ALC200 a secção mais próxima. Assim, utilizaram-se os registos dos caudais (em tempo seco) fornecidos pela SIMTEJO, referentes aos dias das duas campanhas realizadas, isto é, da campanha Verão e de Inverno. Importa referir que em Janeiro de 2014, a SIMTEJO procedeu a uma parametrização do caudalímetro pelo que não foi possível, de forma credível, realizar uma comparação direta entre os caudais registados período 62