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2016
UNIVERSIDADE DE LISBOA
FACULDADE DE CIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE GEOLOGIA
Caracterização Química e Isotópica das Águas Subterrâneas da
Bacia Hidrográfica do Rio Almonda
Mestrado em Geologia Aplicada
Especialidade em Hidrogeologia
Relatório de Estágio
Ana Lúcia Gomes Antunes
Tese orientada por:
Professora Doutora Maria Catarina Rosalino da Silva
e
Doutora Ana Isabel A. Janeiro
2016
UNIVERSIDADE DE LISBOA
FACULDADE DE CIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE GEOLOGIA
Caracterização Química e Isotópica das Águas Subterrâneas da
Bacia Hidrográfica do Rio Almonda
Mestrado em Geologia Aplicada
Especialidade em Hidrogeologia
Relatório de Estágio
Ana Lúcia Gomes Antunes
Tese orientada por:
Professora Doutora Maria Catarina Rosalino da Silva
e
Doutora Ana Isabel A. Janeiro
Agradecimentos
Ao meu irmão, o meu maior apoio durante todo este percurso e aos meus pais por me
proporcionarem a oportunidade de estudar o que gosto e não o que é mais útil na vida.
À Prof. Doutora Catarina Silva, por tudo o que me ensinou e por manter sempre a calma,
mesmo quando eu achava que o trabalho não tinha fim.
À Doutora Ana Janeiro, não só pelo que me ensionou mas também por toda a energia e
positividade que me demonstrou neste caminho.
Agradeço a todos que de forma directa ou indirecta contribuíram para que este trabalho fosse o
melhor que conseguisse.
iii
Resumo
A Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, localizada na margem direita do rio Tejo, abrange uma
área marcada principalmente por zonas agrícolas interceptadas por focos urbanos. O cariz
urbano e agrícola da área em estudo, colocam algumas preocupações quanto à qualidade das
águas subterrâneas.
Assim, os objectivos principais do presente trabalho prendem-se com a determinação da
qualidade da água subterrânea, tanto para consumo humano como para rega, e com a
caracterização isotópica (δ18
O e δ2H).
O estudo constou da inventariação de captações de águas (furos e poços) recolha de amostras
para a realização de análises físico-químicas e isotópicas; classificação da qualidade das águas
subterrâneas para consumo humano e rega; avaliação da distribuição dos valores de δ18
O e δ2H
As águas subterrâneas analisadas apresentam fácies principalmente bicarbonatada cálcica e
bicarbonatada sódico-cálcica. Os valores obtidos para a Condutividade Eléctrica variam entre
1879 e 251,6 μS/cm, e na temperatura entre 17,3 e 25,4 oC.
Observa-se uma forte influência da actividade agrícola na concentração de alguns iões nas águas
subterrâneas, nomeadamente nitrato, sulfato e potássio. Os valores das razões isotópicas δ18
O e
δ2H sugerem origem meteórica para as águas subterrâneas, não havendo desvios significativos
quanto às rectas meteóricas de Portugal (RMP) e global (GMWL).
De acordo com a classificação da qualidade da água subterrânea, esta é maioritariamente de boa
qualidade, tanto para consumo humano como para uso em rega, com excepção de amostras
recolhidas em zonas acentuadamente agrícolas.
Palavras-Chave: Bacia Hidrográfica Rio Almonda; qualidade da água rega; qualidade da água
consumo humano; composição isotópica
Abstract
The River Almonda’s Hydrographic Basin is located on the right margin of the Tejo river,
encompassing an area marked largely by agriculture terrains intercepted by urban focus. The
agricultural and urban nature of the study area gives some concerns when it comes to the quality
of groundwater, in respect to human consumption and irrigation. The principal aims of the study
were to determine the quality of groundwater and isotopic characterization (δ18
O and δ2H).
The present study consisted in inventorying water catchments, wells and boreholes, collection
of samples for physico-chemical and isotopic analysis; groundwater quality classificationand
evaluation of δ18
O and δ2H isotopic values.
The analyzed groundwater present hydrogeochemical facies varying mainly between calcium
bicarbonate and sodic-calcium bicarbonate. In terms of electrical conductivity the values range
between 1879 and 251,6 μS/cm, and the temperature 17,3 and 25,4 oC.
iv
Intensive agricultural activity greatly influences the concentration of some ions in the
groundwater composition, namely sulphate, potassium and nitrate. The isotopic valuesof δ18
O
and δ2H suggest meteoric origin for the groundwater, since there isn’t a significant deviation
from the Global and Portugal’s meteoric lines.
According to the groundwater quality classification, the aforementioned is mainly good
regarding human use and irrigation, excepting the samples collected in severely accentuated
agricultural zones.
Key-words: River Almonda’s Hydrographic Basin; groundwater quality classification; isotopic
composition
v
Índice Agradecimentos ............................................................................................................................. ii
Resumo ......................................................................................................................................... iii
Abstract ........................................................................................................................................ iii
1 Introdução ............................................................................................................................. 1
2 Enquadramento...................................................................................................................... 3
2.1 Enquadramento Geográfico ........................................................................................... 3
2.2 Enquadramento Geológico ............................................................................................ 4
2.3 Geomorfologia .............................................................................................................. 6
2.4 Hidrogeologia ................................................................................................................ 6
2.5 Climatologia .................................................................................................................. 7
3 Isótopos Ambientais e o seu Comportamento no Ciclo Hidrológico .................................... 8
3.1 Introdução ..................................................................................................................... 8
3.2 Isótopos de Hidrogénio e Oxigénio ............................................................................... 9
3.2.1 Fraccionamento Isotópico ................................................................................... 10
3.2.2 Recta das Águas Meteóricas (Global Meteoric Water Line, GMWL) ................ 16
3.2.3 Composição Isotópica das Águas Subterrâneas .................................................. 17
4 Breves Fundamentos Teóricos dos Métodos de Análise Aplicados e dos Parâmetros Físico-
Químicos Obtidos ........................................................................................................................ 18
4.1 Cromatografia Iónica................................................................................................... 18
4.2 Espectrometria de Absorção Atómica ......................................................................... 19
4.3 Parâmetros Físico-Químicos ....................................................................................... 20
4.3.1 pH ........................................................................................................................ 20
4.3.2 Condutividade Eléctrica ...................................................................................... 21
4.3.3 Alcalinidade ........................................................................................................ 21
4.3.4 CO2 Livre ............................................................................................................ 21
4.3.5 Dureza ................................................................................................................. 22
4.3.6 Temperatura ........................................................................................................ 22
5 Legislação ........................................................................................................................... 22
6 Metodologia ........................................................................................................................ 24
6.1 Colheita de Amostras .................................................................................................. 24
6.2 Análises Laboratoriais ................................................................................................. 25
6.2.1 Titulações ............................................................................................................ 25
6.2.2 Análises Isotópicas de δ18
O e δ2H ....................................................................... 27
7 Resultados e Discussão ....................................................................................................... 27
7.1 Parâmetros Físico-Químicos e Espécies Dissolvidas .................................................. 27
vi
7.1.1 Temperatura ........................................................................................................ 27
7.1.2 Condutividade Eléctrica ...................................................................................... 27
7.1.3 pH ........................................................................................................................ 29
7.1.4 Dureza ................................................................................................................. 29
7.1.5 CO2 Livre ............................................................................................................ 30
7.1.6 Alcalinidade ........................................................................................................ 31
7.1.7 Catiões ................................................................................................................. 33
7.1.8 Aniões ................................................................................................................. 37
7.2 Erro de Balanço ........................................................................................................... 41
7.3 Fácies Hidroquímica ................................................................................................... 42
7.4 Índices Hidrogeoquímicos ........................................................................................... 43
7.5 Qualidade da Água para Rega ..................................................................................... 45
7.5.1 Qualidade de Água para Rega – Perigo de Salinização e Perigo de Alcalinização
46
7.6 Qualidade de Água para Consumo Humano ............................................................... 49
7.6.1 Parâmetros Químicos .......................................................................................... 49
7.6.2 Parâmetros Indicadores ....................................................................................... 50
7.7 Isótopos de Oxigénio e Hidrogénio ............................................................................. 51
7.7.1 Variação dos valores de δ2H e δ
18O em função da Altitude ................................ 54
7.7.2 Variação dos valores de δ2H e δ
18O em função da Continentalidade .................. 55
8 Conclusão ............................................................................................................................ 57
9 Bibliografia ......................................................................................................................... 59
10 Anexos ............................................................................................................................. 61
Índice de Figuras
Figura 2.1: Enquadramento Geográfico da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, delimitado
utilizando o software ArcGis (versão 10.2.2)……………………………………………………3
Figura 2.2: Enquadramento Geológico da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, obtido com base
na Carta Geológica à escala 1: 500 000, disponibilizado pelo LNEG no Geoportal, na versão
digital…………………………………………………………………………………………….6
Figura 3.3: Variação natural dos isótopos de oxigénio relativamente a SMOW, in Janeiro
(2008)…………………………………………………………………………………………….9
Figura 3.4: Variação natural dos isótopos de hidrogénio relativamente a SMOW, in Janeiro
(2008)…………………………………………………………………………………………...10
vii
Figura 3.5: Representação esquemática do fraccionamento do vapor de água atmosférico para o
oxigénio, adaptado de Carreira (1998)………………………………………………………….13
Figura 3.6: Composição isotópica amostras de água, adaptado de Craig (1961)……………….16
Figura 4.7: Representação esquemática da técnica analítica Cromatografia Iónica…………….19
Figura 4.8: Representação esquemática da Espectrometria de Absorção Atómica……………..20
Figura 6.9: Aparelhos medidores de pH, temperatura e condutividade eléctrica………………25
Figura 7.10: Valores de temperatura medida in situ nos pontos de amostragem………………27
Figura 7.11: Resultados das medidas de Condutividade eléctrica in situ nas águas
amostradas……………………………………………………………………………………... 28
Figura 7.12: Correlação entre a condutividade eléctrica e o total de iões dissolvidos (TDI)….. 28
Figura 7.13: Resultados do pH medido in situ nas águas recolhidas nos diferentes pontos…... 29
Figura 7.14: Resultados de dureza obtidos nas águas analisadas, em mg/L…………………... 30
Figura 7.15: Correlação entre a dureza total e a condutividade eléctrica……………………….30
Figura 7.16: Gráfico de resultados da concentração de CO2 livre (mg/L) nas águas
analisadas………………………………………………………………………………………. 31
Figura 7.17: Gráfico de resultados da alcalinidade (mg/L de CaCO3) nas águas analisadas…. 32
Figura 7.18: Resultados do Bicarbonato (mg/L) nos pontos de amostragem…………………...33
Figura 7.19: Representação da concentração de cálcio (mg/L) nas amostras recolhidas……….34
Figura 7.20: Representação da concentração de magnésio (mg/L) nas águas analisadas………35
Figura 7.21: Representação da concentração de potássio (mg/L) nas águas analisadas………. 36
Figura 7.22: Representação da concentração de sódio (mg/L), nas águas analisadas…………..37
Figura 7.23: Representação da concentração de cloretos (mg/L), nas águas analisadas………. 38
Figura 7.24: Representação da concentração de nitratos (mg/L), nas águas analisadas………. 40
Figura 7.25: Representação da concentração de sulfatos (mg/L), nas águas analisadas………. 41
Figura 7.26: Representação dos valores isotópicos das amostras analisadas, GMWL (Global
Meteoric Water Line) e Recta Meteórica de Portugal…………………………………………..53
Figura 7.27: Representação dos valores isotópicos de δ18O em função da altitude……………54
Figura 7.28: Representação dos valores de δ2H em função da altitude……………………….. 55
Figura 7.29: Representação dos valores isotópicos de δ18O em função da distância à costa…..56
Figura 7.30: Representação dos valores de δ2H em função da distância à costa……………….56
viii
Índice de Tabelas
Tabela 2.1: Valores médios anuais de temperatura (T), precipitação (P), evapotranspiração
potencial (ETP) e real (ETR), deficit hídrico (D) e superavit hídrico (S), obtido para a estação de
Santarém, adaptado de Manuppella et al
(2006)…………………………………………………………………………………………….8
Tabela 5.2: Valor máximo recomendado (VMR) e valor máximo admissível (VMA), para
classificação de águas para uso de rega, de acordo com o Decreto-Lei 236/98 a 1 de Agosto. CE,
condutividade eléctrica; SDT, total de sólidos dissolvidos; SAR, taxa de adsorção de sódio. ... 23
Tabela 0.3: Valor máximo recomendado (VMR) e valor máximo admissível (VMA), para
classificação de águas para uso de rega, de acordo com o Decreto-Lei 236/98 a 1 de Agosto. CE,
condutividade eléctrica; SDT, total de sólidos dissolvidos; SAR, taxa de adsorção de
sódio…………………………………………………………………………………………… 23
Tabela 7.4: Concentração de aniões e catiões, em meq/L, e respectivo erro de balaço (ERB) (%).
..................................................................................................................................................... 42
Tabela 7.5: Índices hidrogeoquímicos calculados para as amostras de águas subterrâneas da área
em estudo (r = meq/L). ................................................................................................................ 44
Tabela 7.6: Classificação da qualidade da água subterrânea para rega, tendo por base o Decreto-
Lei 236/98. .................................................................................................................................. 45
Tabela 0.7: Valores obtidos para a Taxa de Adsorção de Sódio (SAR). Decreto-Lei 236/98,
valor paramétrico igual a
8…………………………………………………………………………………………………47
Tabela 7.8: Classificação das águas subterrâneas quanto ao Perigo de Salinização e Perigo de
Alcalinização dos solos. .............................................................................................................. 48
Tabela 7.9: Classificação da qualidade da água, através dos parâmetros químicos indicados no
Decreto-Lei 306/07. .................................................................................................................... 49
Tabela 7.10: Classificação da água para consumo humano, de acordo com os parâmetros
indicadores no Decreto-Lei 306/07. ............................................................................................ 50
Tabela 7.11: Valores de δ2H e δ
18O das amostras de água subterrânea. ..................................... 51
1
1 Introdução
A Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, com cerca de 274 km2, localiza-se na margem direita do rio
Tejo e abrange, parcialmente, os concelhos de Entroncamento, Golegã, Torres Novas, Alcanena, Porto
de Mós e Santarém. A nascente do Rio Almonda encontra-se na grande escarpa de falha do Arrife
(freguesia da Zibreira), à altitude de 84 m. O Rio Almonda estende-se por cerca de 20 km, indo
desaguar na aldeia de Azinhaga (concelho da Golegã).
O presente trabalho inside essencialmente sobre dois concelhos, Torres Novas e Golegã. Na área em
estudo, no concelho da Golegã, para além dos espaços urbanos e zonas industriais (Golegã e
Azinhaga) existem também espaços naturais de grande importância, nomeadamente a Reserva Natural
do Paúl do Boquilobo, uma zona húmida de grande valor ecológico e ornitológico, integrada na Rede
Internacional de Reservas da Biosfera.
Na área constituinte do concelho de Torres Novas destacam-se as localidades de Riachos, Brogueira e
Zibreira, sendo que a zona de Riachos de cariz especialmente urbano, contrata com a restante área em
estudo, maioritariamente de cariz agrícola.
Os dois concelhos considerados têm carácter semelhante, na medida em que a ocupação agrícola
domina a área, podendo ocupar até um terço em incultos, matos e pastagens naturais, assim como
pousios de agricultura. Os espaços agrícolas e o seu uso são a actividade fundamental para o
crescimento económico da zona. Também a ocupação social tem o seu papel, constituída
principalmente por construções urbanas, equipamentos sociais e vias de comunicação, que têm vindo a
aumentar nos últimos anos.
As regiões de Torres Novas e Golegã são caracterizadas pelo seu clima temperado húmido,
particularmente seco na estação de Verão, o que convida a uma grande utilização dos recursos hídricos
subterrâneos.As águas subterrâneas são o principal suporte do abastecimento público, incluindo as
zonas industriais e a rega dos espaços verdes, o que constitui uma pressão considerável para os
recursos hídricos, potencialmente de boa qualidade.
Estes pontos de preocupação são justificados pelos problemas associados às linhas de água, que se
manifestam na área em estudo. Ao longo do tempo têm surgido questões que põem em causa a
qualidade das águas subterrâneas tanto para o consumo humano como para a rega de espaços verdes,
como por exemplo:
- Falta de Saneamento;
- Falta de tratamento de efluentes;
- Descargas de águas residuais efectuadas directamente nas linhas de água;
- Existência de fossas sépticas com problemas de contaminação;
- Inexistência de ETAR (Estações de Tratamento das Águas Residuais) nas zonas industriais.
Existem evidências de poluição das linhas de água, evidenciando a Brogueira (Concelho de Torres
Novas) onde as linhas de água carecem de manutenção e limpeza, tendo um aspecto poluído e cheiro
“pestilento”, assim como na zona de Riachos, onde as linhas de água também se apresentam poluídas,
principalmente o Rio Almonda junto ao Paúl do Boquilobo.
2
Todos estes aspectos podem vir a causar distúrbios a nível das águas subterrâneas, de forma que se
torna imperativo a realização de um estudo que avalie a qualidade destas.
Confome a problemática exposta anteriormente, torna-se necessária a classificação das águas
subterrâneas da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, quer a nível químico quer a nível isotópico.
Assim, o presente trabalho pretende cumprir um conjunto de objectivos:
Determinação da qualidade da água subterrânea para fins de consumo humano, de acordo com
o Decreto-Lei 306/2007, e de rega, de acordo com o Decreto-Lei 236/98;
Caracterização isotópica da área em estudo.
Visando esta classificação utilizar-se-ão diferentes técnicas analíticas, nomeadamente: Espectrometria
de Absorção Atómica para o doseamento dos principais catiões (Mg2+
, Ca2+
, K+, Na
+) constituintes das
águas subterrâneas; Cromatografia Iónica para o doseamento dos aniões principais (Cl-, NO3
-, F
-, SO4
2-
) e Análises Isotópicas para a determinação dos valores isotópicos de oxigénio-18 (δ18
O) e deutério
(δ2H). Um passo importante para a classificação da qualidade de águas subterrâneas quer para
consumo humano quer para rega, é a medição de parâmetros físico-químicos in situ: pH, temperatura e
condutividade eléctrica.
3
2 Enquadramento
2.1 Enquadramento Geográfico
A bacia hidrográfica do Rio Almonda localiza-se em Portugal Continental, mais especificamente no
Distrito de Santarém, envolvendo vários concelhos, destacando-se o Concelho da Golegã, constituído
pelas freguesias de Golegã e Azinhaga, e o Concelho de Torres Novas, composto pelas freguesias de
Riachos, Brogueira, Zibreira, Torres Novas, sobre os quais incide o estudo realizado no presente
trabalho.
Figura 2.1: Enquadramento Geográfico da Bacia
Hidrográfica do Rio Almonda, delimitado utilizando o
software ArcGis (versão 10.2.2)
4
2.2 Enquadramento Geológico
De acordo com a Carta Geológica de Torres Novas folha 27C, 2ª edição, à escala 1:50000 (Manuppela
et al, 2006) ocorrem na área em estudo formações do Miocénico Superior, apelidadas de Calcários de
Santarém e Almoster (M5SA); do Plistocénico, Depósitos de Terraços Fluviais (Q) e do Holocénico, as
Aluviões (a). Estas últimas cobrem a maior parte da área em questão. Seguidamente, faz-se uma breve
descrição das diferentes formações aflorantes nas zonas de recolha das amostras de águas suberrâneas,
baseando a esta descrição na Notícia Explicativa da Folha 27-C, Torres Novas (Manuppela, G. et al,
2006).
Terciário
Miocénico Superior
M5SA – Calcários de Santarém e Almoster
Os calcários de Santarém e Almoster, previamente designados por “Complexo com vertebrados do
Sarmato-Pontiano e com intercalações calcárias” (Zbyszewski et al., 1971), são uma unidade
caracterizada pela abundância de fácies carbonatada. Estas fácies podem ser consideradas tanto como
margosas (resultando da calichificação de depósitos areno-lutíticos pré-existentes), como calcárias. As
fácies calichificadas ou calcretizadas apresentam, normalmente, estruturas prismáticas, nodulares ou
laminadas. As calcárias são, por norma, marmorizadas, apresentando morfologias brechóides e
pseudomicrocársicas, com texturas wake e/ou packstone de pelóides.
A formação Miocénica dos Calcários de Santarém e Almoster encontra-se carsificada e a sua
espessura é muito variável. Na zona de Santarém as espessuras de 400 m, em sedimentos
carbonatados, sugerem continuidade em profundidade, que se calcula máxima no sentido do actual
leito do rio Tejo (BARBOSA, 1997). Estima-se que essa espessura possa variar entre 350 e 450 m. A
composição da fracção argilosa é predominantemente esmectítica-ilítica.
Quaternário
Plistocénico
O Quaternário encontra-se representado por vários níveis de terraços exclusivamente de origem
fluvial, que fazem parte da rede de drenagem do rio Tejo e com representação cartográfica, apenas,
sobre os sedimentos terciários.
Q2 – Depósitos de terraços de 50-56 m
Neste nível englobam-se os terraços na zona de Torres Novas (Qta. de Carvalhais e do Valado) entre
os 50-60 m. No entanto, os depósitos situados desde Vale Figueira, no limite sul da folha, até à
Charneca, mais a norte, e Boquilobo, integrados no terraço Q2, os depósitos assumem uma altimetria
de 90 m, ou seja, superior à indicada, devendo ser considerados como terraços Q1, em termos
altimétricos. Juntamente com o de Charneca definem superfícies em forma de mesa, facilmente
identificáveis na margem esquerda na Chamusca.
Os terraços são compostos por sedimentos areníticos, de cor avermelhada acastanhada, localmente
argilosos e/ou conglomeráticos, com seixos e calhaus rolados.
Q3 – Depósitos de terraços de 25-40 m
Estes terraços são constituídos por arenitos, com cascalheiras roladas e intercalações arenosas e
argilosas, sendo visíveis ao longo do Vale do Tejo e das margens do rio Alviela.
5
Q4 – Depósitos de terraços de 8-15 m
Definem os níveis de depósitos mais baixos dos vales do Almonda, do Alviela, da ribeira do Centeio e
dos vários afluentes destas linhas de água e também das grandes manchas de Azinhaga e Pombalinho,
e todos constituem reconhecidos leitos de cheia do rio Tejo.
São compostos por areias, localmente argilosas e com cascalheiras.
Holocénico
a – Aluviões
As aluviões da área de estudo dizem respeito apenas a vales instalados sobre sedimentos terciários.
São, de uma forma geral, sedimentos argilosos e arenosos, inicialmente lodos ou com matéria
orgânica, com ou sem seixos e com espessuras médias de 10 m.
a
a
6
Legenda:
2.3 Geomorfologia
A Bacia do Baixo Tejo, que engloba a área em estudo, é dominada pela extensa plataforma
subestrutural assente na formação carbonatada miocénica. Na zona em questão, a plataforma encontra-
se mais elevada, atingido cotas perto dos 170 m a noroeste.
A formação miocénica dos Calcários de Santarém e Almoster apresenta-se carsificada (Barbosa,
1995).
A rede de drenagem apresenta direcções que rodam desde NNE, como em troços do Rio Almonda e
Alviela, até NW.
A região mais a sudeste da Bacia do Baixo Tejo é ocupada pela planície aluvial do Tejo e pelos
terraços deste rio, que se desenvolvem a diferentes níveis. Os rios Almonda e Alviela desenvolveram
meandros no seu leito maior e apresentam também terraços e níveis de tufos calcários entalhados pelo
curso actual dos rios.
2.4 Hidrogeologia
Aptidão Aquífera das Formações Geológicas
Calcários de Santarém e Almoster
Estes calcários miocénicos formam um complexo essencialmente carbonatado que inclui níveis de
calcários compactos alternados com níveis de margas, de argilas, de arenitos argilosos e, raramente, de
areias com cascalho.
Constituem um aquífero regional confinado, localmente com comportamento cársico, que se integra
no sistema aquífero da Bacia Terciária do Tejo-Sado (margem direita).
São conhecidos trinta e três furos cujas profundidades variam dos 30 aos 305m, a captar estas
formações nas zonas de Torres Novas, Paúl do Boquilobo, Azinhaga, entre outras. Os caudais variam
entre 0,5 e 83 L/s, a média é de 23,3 L/s. A transmissividade varia entre 3 e 654 m2/dia, sendo a média
de 191 m2/dia.
Figura 2.2: Enquadramento Geológico da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, obtido com base na
Carta Geológica à escala 1: 500000, disponibilizado pelo LNEG no Geoportal, na versão digital.
7
A recarga é feita, principalmente, através da precipitação e dos cursos de água provenientes do Maciço
Calcário Estremenho.
Aluviões e Depósitos de Terraços
As aluviões do Tejo e seus afluentes, Almonda e Alviela, têm grande interesse no que diz respeito às
formações quaternárias, assim como os depósitos de baixos terraços.
As aluviões são constituídas por um nível, por vezes descontínuo, de lodos e/ou areias argilosas que
cobrem um nível de base de areias com cascalhos; podem atingir cerca de 40 m. A principal unidade
aquífera das aluviões são as areias cascalhentas de base, podendo atingir espessuras superiores a 10 m.
Os caudais variam entre 22-45 L/s, com uma média de 36,8 L/s; os elevados caudais específicos, 16,8-
43,1 L/s, denotam uma elevada capacidade de transmissão de água por parte das unidades aquíferas
aluvionares.
Os depósitos de terraços são compostos por areias com cascalho, por vezes com intercalações
argilosas, as suas espessuras podem atingir até três dezenas de metros. No baixo terraço na zona de
Azinhaga e Pombalinho, os caudais apresentam valores entre 15 e 25 L/s, sendo a média de 19,1 L/s.
A recarga das duas formações mencionadas efectua-se, principalmente, por precipitação. Contudo,
características hidroquímicas evidenciam a existência de alguma recarga indirecta a partir de
formações miocénicas, nomeadamente as de fácies carbonatada. A descarga realiza-se para as linhas
de água das aluviões.
Nas aluviões, o rio Tejo é o grande eixo longitudinal de drenagem do sistema aquífero, onde aquelas
se inserem. O escoamento subterrâneo dá-se em direcção ao rio Tejo e, ao longo da faixa das aluviões
modernas, até ao estuário (Almeida, 2000). Existe a possibilidade de as aluviões do Tejo, incluindo a
zona do estuário, serem áreas de descarga dos sistemas aquíferos adjacentes, uma vez que existia
artezianismo repuxante, em diversas regiões do vale do Tejo, antes do início da exploração daqueles
sistemas.
2.5 Climatologia
De acordo com a Classificação de Koppen, a área em estudo considera-se, maioritariamente, como
uma região com clima temperado húmido com Verão seco e quente, e na zona mais noroeste da bacia
hidrográfica, como um clima temperado húmido com Verão seco e temperado.
A caracterização climática também pode ser feita com base nos valores médios mensais de
temperatura (T) e precipitação (P), publicados pelo IPMA (Mendes & Bettencourt, 1980), que se
referem às estações meteorológicas de Santarém.
Fazendo uso do método de Thornthwaite, após o cálculo dos valores de evapotranspiração potencial
(ETP) e de evapotranspiração real (EVR), é possível efectuar os balanços climatológicos sequenciais
mensais de água no solo.
Segundo a Notícia Explicativa 27-C (Manuppella, 2006), o balanço relativo à estação de Santarém
salienta que o superavit médio anual é inferior ao deficit, de forma que a sua área de influência é
tendencialmente deficitária em recursos hídricos. As situações de deficit hídrico ocorrem nos meses
mais quentes, nomeadamente de Junho a Setembro, e podem ser, parcialmente, compensadas pelos
excedentes das áreas envolventes.
8
Tabela 2.1: Valores médios anuais de temperatura (T), precipitação (P), evapotranspiração potencial (ETP) e real (ETR),
deficit hídrico (D) e superavit hídrico (S), obtido para a estação de Santarém, adaptado de Manuppella et al (2006).
Estação
Meteorológica Período
T
(oC)
P
(mm)
ETP
(mm)
ETR
(mm)
D
(mm)
S
(mm)
Classificação
Climática
Santarém
(Área de
Influência: 201,7
km2)
1931-60 16,4 711 841,9 502,0 339,9 209,0
Clima pouco húmido,
2º mesotérmico, com
deficit de água grande
no Verão e com
eficácia térmica no
Verão pequena.
3 Isótopos Ambientais e o seu Comportamento no Ciclo Hidrológico
3.1 Introdução
A utilização de técnicas isotópicas em estudos hidrogeológicos foi implementada a partir dos anos 30,
e tem sofrido um grande incremento desde a década de 50 até à actualidade. A aplicação destas
técnicas, em conjunto com outras técnicas hidrogeológicas ou isoladas, tem tido uma grande
relevância no que diz respeito à investigação e resolução de problemas hidrogeológicos, tais como:
origem da contaminação de águas subterrâneas, definição de áreas de recarga, identificação de
processos de salinização de águas subterrâneas, entre outros.
De forma geral, o uso de técnicas isotópicas na hidrogeologia baseia-se na avaliação das variações da
abundância das diferentes espécies isotópicas.
Os isótopos são átomos do mesmo elemento químico que apresentam um diferente número de neutrões
no núcleo, ou seja, têm o mesmo número atómico mas diferente número de massa. Os isótopos que
têm importância para a hidrogeologia são um grupo reduzido e consideram-se como ambientais
estáveis ou radioactivos, que por definição ocorrem naturalmente no ambiente. Usualmente, os
isótopos mais utilizados são os estáveis do hidrogénio (1H,e
2H), do oxigénio (
16O e
18O) e do carbono
(12
C e 13
C), já os radioactivos mais aplicados são o trítio (3H) e o
14C. Neste trabalho foram
analisadas apenas razões de isótopos estáveis pelo que não serão mais abordados os isótopos
radioactivos.
A determinação das razões isotópicas estáveis faz-se sob a forma de diferenças relativas, ou seja, a
partir da razão entre a espécie isotópica mais pesada e a espécie isotópica mais leve e mais abundante,
comparada relativamente a um padrão específico. No caso de águas naturais, as diferenças isotópicas
existentes entre o padrão e as amostras são muito pequenas. Dado ser mais simples determinar
concentrações relativas referenciadas a um padrão do que obter concentrações absolutas nas amostras,
os resultados são expressos em notação δ (delta) relativamente a um padrão internacional.
O valor δ é adimensional, expresso em permilagem (‰) e é definido através da seguinte expressão:
δ(‰) = [(Ra – Rp)- 1] 1000 (Eq. 3.1)
onde:
- Ra representa a razão isotópica entre as concentrações das espécies de interesse na amostra
(por exemplo: 2H/
1H ou
18O/
16O);
- Rp refere-se à mesma razão isotópica determinada no padrão.
9
Valores de δ positivos indicam razões superiores à do padrão (amostras enriquecidas no isótopo mais
pesado relativamente ao padrão), enquanto valores negativos correspondem a amostras isotopicamente
empobrecidas no isótopo mais pesado relativamente ao padrão (Carreira, 1998).
Os oceanos contêm cerca de 97% da água existente na hidrosfera e apresentam, na sua globalidade,
uma composição isotópica aproximadamente uniforme.O padrão que define o valor 0 ‰ na escala δ
para a determinação de δ2H e δ
18O é o V-SMOW (Vienna - Standard Mean Ocean Water) preparado a
partir de uma mistura de várias águas dos oceanos (Gonfiantini, 1981).
3.2 Isótopos de Hidrogénio e Oxigénio
Similarmente a outras espécies químicas, a distribuição e concentração das espécies isotópicas da
molécula de água, dependem apenas de processos naturais, ou seja, processos que não são controlados
pelo Homem, e das propriedades físicas e químicas características de cada espécie. O facto de
diferentes isótopos da mesma espécie química apresentarem comportamentos diferentes, provoca uma
evolução diferencial no tempo e/ou espaço, que se denomina de fracionamento isotópico, funcionando
de acordo com as características termodinâmicas das moléculas, que por sua vez são consequência da
massa dos átomos que as constituem.
Figura 3.3: Variação natural dos isótopos de oxigénio relativamente a SMOW, in
Janeiro (2008).
10
3.2.1 Fraccionamento Isotópico
O fraccionamento isotópico ou discriminação isotópica, segundo alguns autores, – enriquecimento ou
empobrecimento de um isótopo em relação a outro – consiste, de forma simplificada, na variação das
razões isotópicas dos elementos, isto é, da sua abundância, provocada por processos físicos, químicos
e biológicos. As diferentes propriedades físicas e químicas entre isótopos leves e isótopos pesados,
para um determinado elemento, são a causa da variabilidade natural da abundância isotópica. Estas
diferentes propriedades resultam da diferença de massas do núcleo atómico dos compostos isotópicos,
tendo como principais consequências:
- as moléculas constituídas por isótopos mais pesados movem-se a uma menor velocidade,
conduzindo a uma velocidade de difusão mais baixa;
- as moléculas mais pesadas, normalmente, apresentam energias de ligação mais elevadas.
O fraccionamento isotópico tem como resultado uma desproporção de concentração de um isótopo em
relação a outro, e esta diferença pode ser expressa através do factor de fraccionamento (α):
(Eq. 3.2).
Figura 3.4: Variação natural dos isótopos de hidrogénio relativamente a
SMOW, in Janeiro (2008).
11
onde R é a razão entre o isótopo pesado menos abundante e o isótopo leve mais abundante, no caso do
oxigénio 18
O/16
O e do hidrogénio 2H/
1H.
Os processos de fraccionamento isotópico podem ser divididos em dois tipos principais:
fraccionamento isotópico físico e fraccionamento isotópico químico, e dentro deste último, o
fraccionamento cinético e o fraccionamento termodinâmico ou de equilíbrio.
3.2.1.1 Fraccionamento Isotópico por Efeitos Físicos
O fraccionamento durante os processos físicos resulta, basicamente, das diferenças na velocidade das
moléculas isotópicas de um mesmo composto: as moléculas mais pesadas difundem-se e evaporam-se
mais lentamente. Denota-se que as grandezas físicas dependentes da massa são evidentemente
afectadas pela diferença de massa entre os isótopos.
Em processos de separação como a evaporação, difusão e congelação tem-se muitas vezes presente
fraccionamento isotópico de origem física.
3.2.1.2 Fraccionamento Isotópico por Efeitos Químicos
Numa reacção química as diferenças de massa podem influenciar a velocidade de reacção (efeito
cinético) ou o estado de energia do sistema (efeito termodinâmico).
3.2.1.3 Fraccionamento Isotópico de Origem Termodinâmica ou de Equilíbrio
O fraccionamento isotópico ocorre em qualquer reacção termodinâmica de equilíbrio como
consequência das diferentes velocidades de reacção para as variadas espécies moleculares. Como
resultado obtém-se a desproporção de concentração de um isótopo em relação a outro, como já foi
referido anteriormente.
A acumulação de isótopos pesados num certo componente é favorecida por efeito isotópico
termodinâmico, num sistema em equilíbrio. Por norma, para este tipo de efeito, o isótopo mais pesado
dirige-se de forma preferencial para o composto químico onde vai ficar mais fortemente ligado.
Um exemplo de fraccionamento isotópico de equilíbrio, na natureza, é a condensação da água da
chuva nas nuvens.
3.2.1.4 Fraccionamento Isotópico Cinético
O fraccionamento isotópico cinético ocorre como uma consequência das diferenças de massa atómica
dos isótopos na velocidade de uma reacção e pode ser explicado por:. a) as moléculas constituídas
pelos isótopos mais leves são mais céleres do que as constituídas pelos isótopos mais pesados;
b) as ligações químicas são mais fortes com os átomos mais pesados em relação aos mais leves.
São as energias de ligação dos compostos originais que determinam, normalmente, este tipo de
fraccionamento; as moléculas isotopicamente mais leves são mais rápidas mas possuem energias de
ligação mais fracas.
12
O facto de os isótopos mais leves formarem ligações mais fracas nas moléculas das quais são
constituintes, faz com que estas ligações sejam facilmente quebradas, levando a um aumento de
velocidade de reacção. Assim, em reacções determinadas pela cinética, os isótopos mais leves
encontram-se concentrados nos produtos.
As variações da composição isotópica nas águas naturais, são o resultado do fraccionamento isotópico,
através de três processos fundamentais do Ciclo Hidrológico: a evaporação, condensação e
precipitação de massas de vapor de água que se deslocam em direcção a regiões com temperaturas
mais baixas, ou seja, com latitudes e altitudes maiores (Seiler, 2000).
Evaporação
A presença de água na atmosfera é proveniente da evaporação de água da superfície terrestre,
especialmente dos oceanos. Tendo em consideração a volatilidade da molécula 1H2
16O (mais leve), que
é superior, comparativamente, à das moléculas 1H
2H
16O e
1H2
18O (mais pesadas), o vapor de água que
resulta da evaporação dos oceanos é empobrecido em espécies isotópicas pesadas. De acordo com
Bradley et al (1972) sobre a superfície dos oceanos, o vapor de água atmosférico tem composição
isotópica empobrecida, relativamente ao V-SMOW, em cerca de 12 a 15‰ em δ18
O, e em cerca de 80
a 120 ‰ em δ2H.
Em ambiente natural, o processo de evaporação não ocorre com equilíbrio isotópico, pois este só é
alcançado em condições de saturação, ou seja, quando a evaporação ocorre em ambientes com valores
de humidade relativa de 100%, ou quando o vapor de água é removido lentamente à medida que se vai
formando, o que tem uma probabilida muito reduzida de suceder na natureza.
Condensação e Precipitação
Após sofrer evaporação, a água em forma de vapor atmosférico, ao passar por sucessivos
arrefecimentos condensa e forma nuvens e posteriormente precipitação. São as moléculas mais
pesadas, ou seja, menos voláteis, que condensam preferencialmente, de maneira que o vapor de água
residual fica empobrecido nos isótopos mais pesados,2H e
18O à medida que se dá a precipitação (Fig.
4.6). Como consequência de fenómenos de precipitação sucessivos e da movimentação das massas de
ar ao longo dos continentes, vão gerar-se massas de vapor de composição isotópica diferente da do
vapor de água inicial, podendo observar-se um empobrecimento nas espécies isotópicas pesadas
(H218
O e HDO).
13
Figura 3.5: Representação esquemática do fraccionamento do vapor de água atmosférico para o oxigénio, adaptado de
Carreira (1998).
A maior parte das águas meteóricas (termo geológico para águas de chuva) provem da condensação do
vapor de água de massas de ar formadas a partir da evaporação acima dos oceanos. Regista-se uma
composição isotópica destas águas como sendo mais negativa que o V-SMOW; nos estratos superiores
da atmosfera o vapor de água é consideravelmente empobrecido em deutério.
São processos de fraccionamento em equilíbrio que determinam a composições isotópicas das gotas de
chuva. Desta forma, são dois os principais factores que influenciam a composição isotópica da
precipitação: a composição isotópica do vapor de origem e a temperatura. O grau de extensão dos
processos de condensação é determinado pela descida dos valores de temperatura. Conforme a
temperatura de condensação baixa presenciam-se valores de δ2H δ
18O cada vez mais negativos nas
águas de precipitação, como efeito de fenómenos sucessivos de precipitação das massas de vapor de
água.
A variação observada no padrão de distribuição das espécies isotópicas, deve-se à influência da
temperatura nos processos de evaporação e condensação das massas de vapor de água. Inicialmente foi
Dansgaard (1964) que analisou estas variações e as considerou como resultado das diferentes latitudes,
temperatura do ar, continentalidade, altitude, entre outros.
Efeito da Temperatura
Existe uma relação entre a composição isotópica das águas de precipitação e a temperatura média do
ar, que é utilizada para a identificação de mudanças climáticas que tenham ocorrido ao longo do tempo
na Terra, especialmente durante o Quaternário.
Posterior à avaliação de um extenso conjunto de análises isotópicas de precipitação, Dansgaard (1964)
revelou que a temperatura é o factor que mais influencia a composição isotópica da precipitação. De
acordo com Mazor (1997), a composição da precipitação depende da temperatura à qual a água da
superfície oceânica se evapora, e ainda com maior importância, da temperatura de condensação a que
as nuvens e a precipitação ou neve se formaram.
Com base numa relação empírica entre a temperatura do ar e a composição isotópica das águas de
precipitação (Dansgaard, 1964), com origem entre os -50 e 10oC para estações localizadas a latitudes
elevadas, expressa-se o“efeito de temperatura” através das seguintes equações empíricas,
14
δ18
O = 0.69Ta – 13,6‰ (Eq. 3.3)
δ2H = 5.6Ta – 100‰ (Eq. 3.4)
onde Ta representa a temperatura média anual do ar em oC.
Com base na correlação entre os valores de δ18
O e δ2H e de temperatura verifica-se que a precipitação
ocorrida a latitudes elevadas apresenta valores de δ18
O mais negativos. Os gradientes de δ18
O-T são da
ordem de -0.6‰ por grau de latitude para estações localizadas na América do Norte e na Europa e
aproximadamente -2‰ δ18
O por grau de latitude para as estações frias da Antártida (Clark & Fritz,
1997).
Considera-se que o aumento de precipitação a maiores latitudes, assim como o mais elevado
fraccionamento isotópico a temperaturas mais baixas em situações de latitudes superiores, influenciam
o efeito de latitude. Outra explicação para um empobrecimento na composição da precipitação a
latitudes altas é a menor quantidade de vapor de água evapotranspirado mais enriquecido, uma vez que
este está continuamente a ser reciclado para o sistema de massas de ar a latitudes elevadas.
O efeito climático no registo isotópico fica gravado em materiais com capacidade de preservar uma
“assinatura isotópica”, como por exemplo: depósitos lacustres, sistemas hídricos subterrâneos
confinados, calotes de gelo, entre outros.
Efeito Sazonal
Em zonas localizadas a média e alta latitude, observam-se variações sazonais regulares das
concentrações de δ18
O e δ2H na precipitação mensal, suportadas por um empobrecimento isotópico no
Inverno e enriquecimento no Verão. As diferenças sazonais são consequência de diferentes factores:
a) Variação da temperatura relacionada com as diferentes estações do ano;
b) Fluxos de evapotranspiração sobre os continentes sazonalmente modulados provocam diferenças
sazonais no balanço da água atmosférica;
c) Variação da origem das massas de vapor e/ou diferentes trajectórias definidas pelas frentes
atmosféricas.
Geralmente a dependência dos valores δ18
O e δ2H da temperatura local é menor do que aquele
demonstrado pelo efeito de latitude, variando desde aproximadamente 0.5 ‰/ oC em estações de
elevada latitude e 0 ‰/oC em ilhas tropicais oceânicas (Gat, Mook & Meijer, 2000, in Fernandes
2004).
Efeito da Intensidade de Precipitação
Segundo Rozanski (1993 in Fernandes 2004), nas regiões tropicais e de latitudes médias é possível
verificar-se uma relação entre a composição isotópica das águas de precipitação e a intensidade com
que a precipitação ocorre. Em chuvadas mais intensas observa-se um empobrecimento em isótopos
pesados, comparativamente com chuvas mais fracas e regulares. A diferença na composição isotópica
provém de um maior fraccionamento isotópico do vapor de água condensado na formação de chuvas
15
fortes, assim como de processos de evaporação e trocas isotópicas mais acentuados nas chuvas menos
intensas, verificando-se um aumento das espécies isotópicas mais pesadas.
Na eventualidade de aguaceiros a água, até atingir o solo, através da evaporação pode tornar-se mais
enriquecida em isótopos pesados ao longo do seu trajecto descendente. Este efeito observa-se quando
ocorrem chuvas ligeiras ou numa fase inicial de tempestade, uma vez que a chuva evapora, numa
atmosfera com baixa humidade relativa, à medida que cai em direcção ao solo. Já nas tempestades
longas com chuvas de grande intensidade, o ar localizado junto à base das nuvens está sujeito a uma
maior saturação o que leva a uma menor probabilidade de haver evaporação de gotas de água, dando
origem a um menor enriquecimento nos isótopos pesados da chuva que atinge o solo.
O efeito da intensidade de precipitação é menos acentuado a elevadas latitudes uma vez que a
precipitação se dá em grande parte na forma de neve, estando exposto a um menor fraccionamento
isotópico por troca ou evaporação.
Efeito de Altitude
O efeito de altitude é considerado na variação da composição isotópica tendo em consideração um
empobrecimento de isótopos pesados a maior altitude. Em comparação com altitudes mais reduzidas a
composição isotópica da precipitação em altitudes elevadas tem um menor teor em isótopos pesados.
Este efeito é provocado pelo aumento de precipitação a altitudes mais elevadas, devido ao
arrefecimento constante das massas de ar até abaixo do ponto de condensação do sistema de
precipitação. São factores como a evolução do vapor de condensação e a temperatura de condensação
que provocam o “efeito” de altitude, e este não pode ser completamente separado do efeito de
continentalidade.
A quantificação do efeito de altitude deve ser estimada regionalmente, e não considerada como um
valor constante a nível mundial, como resultado do número de factores envolvidos na definição da
composição isotópica das águas de precipitação (Carreira, 1998).
De acordo com Clark & Fritz (1997), através de estudos realizados em diferentes locais do Globo, é
possível afirmar que o empobrecimento em δ18
O varia entre -0,15 e -0,5‰ por cada incremento de
100m na altitude, e o empobrecimento em δ2H se encontra entre -1 a -4‰.
Efeito da Continentalidade
O efeito de continentalidade é evidenciado na composição isotópica da precipitação, uma vez que esta
vai sofrendo modificações à medida que a massa de vapor se movimenta a partir do seu local de
origem pelos continentes, onde há uma modificação mais célere da composição isotópica devido aos
efeitos topográficos e às temperaturas extremas que caracterizam o clima continental. De acordo com
Clark & Fritz (1997), as estações continentais são caracterizadas por fortes variações sazonais da
temperatura, que traduzem a distância das influências marinhas moderadoras e a latitude. Verifica-se
que as precipitações costeiras são isotopicamente mais enriquecidas do que as regiões continentais
interiores frias onde a precipitação é mais empobrecida e com fortes diferenças sazonais.
À medida que a distância à costa oceânica aumenta, a composição isotópica média das águas de
precipitação tem tendência a apresentar valores mais negativos.
16
3.2.2 Recta das Águas Meteóricas (Global Meteoric Water Line, GMWL)
Em 1961, Harmon Craig, demonstrou que existe uma relação linear entre a concentração de δ18
O e de
δ2H, após a análise de aproximadamente 400 amostras de águas de rios, lagos e águas de precipitação
de vários países, a qual se expressa pela equação,
δ2H = δ
18O + 10 (Eq.3.5)
Fora da projecção linear localizam-se apenas os dados relativos aos lagos orientais africanos, que são
sujeitos a fracionamento isotópico significativo devido às perdas intensivas por evaporação. Os
restantes dados distribuem-se ao longo de uma recta, apesar da elevada amplitude de valores, -300‰ a
50‰ para o δH e -46‰ a 6‰ para o δO (Mazor,1997).
Figura 3.6: Recta das águas meteóricas (Global Meteoric Water Line, GMWL),, adaptado de Craig (1961).
Esta recta denomina-se por “Global Meteoric Water Line” (GMWL) e define a relação da composição
isotópica das águas meteóricas a nível do globo. Referindo Clark & Fritz (1997), a GMWL
corresponde a uma média de várias rectas meteóricas locais ou regionais.
Quando as amostras de água não sofreram evaporação significativa, a sua projecção vai estar
coincidente com a Global Meteoric Water Line. Contudo, águas que tenham sido sujeitas a evaporação
considerável vão estar representadas como tendo um desvio relativamente à GMWL.
Os valores de declive da recta das águas meteóricas (GMWL) não são valores constantes globalmente,
pois variam consoante a origem das massas de vapor de água, o teor em humidade relativa e a
temperatura de formação das massas de vapor de água, entre outras condicionantes. A actuação, em
conjunta, destes factores vai reflectir-se na composição isotópica das águas de precipitação.
17
3.2.3 Composição Isotópica das Águas Subterrâneas
As águas subterrâneas estão intimamente relacionadas com a água de precipitação que se infiltra nas
áreas de recarga, de forma que a composição isotópica das águas subterrâneas corresponde
aproximadamente à composição média da água de precipitação. A infiltração da água de precipitação
através do solo e da zona não saturada é, supostamente, um processo que não sofre fraccionamento
isotópico.
Para que a precipitação possa contribuir para a recarga dos aquíferos, tem de ocorrer com uma
intensidade acima de uma determinada percentagem. A ocorrência de precipitação suficiente para que
ocorra recarga aquífera depende não só das condições climáticas e do tipo de vegetação, mas também
da natureza do solo. Tendo em conta a evaporação, pode haver um certo enriquecimento em isótopos
pesados pela água de infiltração (Carreira, 1998).
O deslocamento da água pela zona saturada é frequentemente representado por um modelo de pistão
(Carreira, 1998), ou seja, a água percola à mesma velocidade em toda a altura acima do nível freático,
e com efeitos de dispersão e mistura mínimos. Em condições ideais, a água de recarga é capaz de
preservar as suas características químicas e isotópicas. Contudo, em situações mais áridas, ocorre um
enriquecimento nas espécies isotópicas pesadas. Posteriormente à infiltração, a água que atinge a zona
saturada não irá sofrer alterações na sua composição isotópica, de forma que os valores de δ18
O e δ2H
se mantêm constantes.
Apesar de se deverem em grande parte à precipitação, as águas subterrâneas também têm origem em
águas superficiais, infiltradas ao longo do leito dos rios e lagos. Assim, é possível observar-se alguma
coerência entre a composição isotópica da água subterrânea com os valores de δ18
O e δ2H da
precipitação regional, especialmente em regiões de climas húmidos. No entanto, esta similaridade de
composições nem sempre se verifica, e em regiões áridas onde os processos de evaporação são mais
intensos, antes de atingirem a zona saturada as águas meteóricas sofrem modificações nos seus teores
médios de δ18
O e δ2H.
As águas subterrâneas podem ser resultado da mistura de vários componentes de águas com origem e
químicas diferentes. Os valores de δ18
O e δ2H característicos de uma água subterrânea podem ser
consequência da mistura entre sistemas hídricos diferentes. De acordo com Fernandes (2004), existem
três mecanismos principais que são responsáveis pela modificação da composição isotópica inicial de
uma água subterrânea:
(1) Mistura com água superficial (lagos ou rios)
(2) Mistura entre sistemas aquíferos
(3) Mistura com água do mar e/ou salmouras.
Cada componente (águas de precipitação, superficiais e subterrâneas) tem características isotópicas e
físico-químicas específicas, sendo a composição final proporcional à percentagem de comparticipação
de cada componente.
A identificação e quantificação da percentagem de mistura através da aplicação de técnicas isotópicas
(valores de δ18
O e δ2H), só são possíveis quando os sistemas envolvidos possuem uma composição
isotópica distinta e bem definida (Carreira, 1998).
18
Segundo Fernandes (2004), as águas subterrâneas ao serem sujeitas a processos de evaporação sofrem
um aumento simultâneo da concentração de sais e dos valores das razões de isótopos estáveis.
4 Breves Fundamentos Teóricos dos Métodos de Análise Aplicados e dos
Parâmetros Físico-Químicos Obtidos
4.1 Cromatografia Iónica
De acordo com Frankenberger et al. (1990), a cromatografia iónica é uma técnica cromatográfica que
aplica princípios da troca iónica, de modo que a condutividade eléctrica é utilizada para a detecção e
determinação quantitativa dos iões em solução.
Trata-se de um método de rotina na área ambiental para a determinação dos iões inorgânicos,
especialmente os aniões, que permite uma análise rápida e sensível na determinação simultânea de
diferentes iões.
A cromatografia iónica (CI) é uma variante da cromatografia líquida que utiliza resinas de troca iónica
para separar iões com base na sua interacção com a resina. A separação dos analitos é conseguida de
forma isocrática (a concentração da fase móvel é constante) ou por aplicação de gradiente (variação de
concentração da fase móvel).
É utilizada para a análise simultânea de iões inorgânicos em várias matrizes como águas de
abastecimento ou para consumo humano e águas residuais (aniões tais como cloreto, fluoreto, nitrito,
nitrato e sulfato). O limite de detecção é da ordem dos ppm podendo-se detectar analitos aniónicos na
ordem dos ppb.
A principal aplicação da técnica CI, por detecção condutimétrica com supressão, é a análise
simultânea de iões inorgânicos (fluoreto, cloreto, nitrato, etc) apesar de ser aplicável numa diversa
gama de compostos. A supressão permite o uso de eluentes com elevada força iónica, obtendo-se
maiores variações na selectividade em comparação com a detecção condutimétrica sem supressão.
Considera-se o pH e a força iónica do eluente como os principais parâmetros que determinam a
separação de iões inorgânicos, na medida em que a força iónica afecta o tempo de retenção de todos os
iões e o pH influencia, de forma geral, os tempos de retenção de ácidos fracos, como é o caso do
fosfato.
O processo de cromatografia iónica pode ser representado de forma esquemática (Figura 4.7), sendo
constituído por:
Bomba – conduz o eluente ao sistema cromatográfico. O fluxo oscila maioritariamente entre
1.0 e 2.0 mL/min, dependendo, no entanto, das dimensões e características da coluna. Tem capacidade
para suportar pressões até valores da ordem dos 4000 psi.
Eluente (sistema isocrático) – o eluente utilizado em cromatografia, após o processo de
supressão, deve produzir espécies com baixa condutividade e a sua afinidade para a fase estacionária
deve ser apropriada em relação ao ião a analisar.
As misturas de NaHCO3/Na2CO3 são especialmente utilizadas pois favorecem um ajuste de
selectividade do sistema pela variação da sua proporção. Além disso, o produto de reacção do
supressor é o ácido H2CO3, causando uma baixa da condutividade eléctrica de fundo.
Injector ou Válvula de Injecção – como indicado pelo nome injecta a amostra que se encontra no
“loop”, no presente caso 25μL.
19
Coluna Supressora – depois da separação dos aniões por troca iónica, a fase móvel passa por um
sistema de supressão constituído por uma membrana de troca catiónica na forma H+. O eluente é
neutralizado e sofre uma redução da sua condutividade eléctrica, o que permite uma detecção
condutimétrica dos aniões do analito num eluente de baixa condutividade. O processo de regeneração
da membrana é efectuado recorrendo à circulação em sentido contrário ao do eluente, de uma solução
regeneradora (ácido forte).
Célula de Condutividade – de dimensões reduzidas, encontrando-se-lhe associada um detector de
condutividade eléctrica, mede continuamente a condutividade do eluente.
Integrador – sendo compatível com o detector, oferece uma conversão automática e precisa do sinal
eléctrico sob a forma numérica. Permite a obtenção de um registo com as correspondentes áreas de
pico (ou alturas de pico), assim como os respectivos tempos de retenção.
4.2 Espectrometria de Absorção Atómica
A Espectrometria de Absorção Atómica (EAA) pode definir-se, em termos gerais, como um método
espectro analítico baseado na medida da energia absorvida, por um meio contendo átomos do
elemento a analisar no estado fundamental, quando colocados no percurso de um feixe de radiação de
comprimento de onda apropriado (na zona do Visível e do Ultravioleta), proveniente de uma fonte de
radiação com intensidade constante. A Espectrometria de Absorção Atómica tornou-se numa técnica
de análise química quantitativa, indispensável a todos os domínios da ciência para a determinação de
metais em solução onde se incluem as Ciências da Terra.
A elevada sensibilidade da EAA torna este método adequado para a análise de elementos presentes em
concentrações vestigiais em diversas matrizes.
Quando uma amostra é vaporizada numa chama constituindo um aerossol uniformemente distribuído,
dá-se uma sequência muito rápida de acontecimentos, tais como, evaporação da água, vaporização do
sal formado e a dissociação térmica das moléculas em átomos livres neutros.
Teoricamente, se um vapor contendo átomos de um elemento no estado fundamental, é atravessado
por um feixe luminoso de frequência de ressonância característica desse elemento, os átomos neutros
do metal podem absorvê-lo passando a um estado excitado, processo de absorção.
Figura 4.7: Representação esquemática da técnica analítica Cromatografia Iónica.
20
A figura 4.8 representa um diagrama esquemático de um equipamento de EAA cujos principais
componentes são:
• Atomizador constituído pelo nebulizador e pela chama (formação de átomos neutros no estado
gasoso)
• Fonte emissora de radiação (emite o espectro do elemento a analisar). Como fontes de
radiação usam-se geralmente lâmpadas de cátodo ôco.
• Monocromador (selecciona uma região estreita do espectro, rejeitando todos os c.d.o. fora
daquela região. Elimina a radiação não característica)
• Detector é normalmente é um tubo fotomultiplicador, que produz um sinal eléctrico
proporcional à intensidade da luz. (Detectar apenas o sinal modulado que vem da fonte).
• Sistema de amplificação e medição do sinal (sistema de medida que dá directamente os
valores concentração)
Figura 4.8: Representação esquemática da Espectrometria de Absorção Atómica.
A análise do elemento pretendido é iniciada pela aspiração das soluções contendo o elemento a
analisar, através de um filamento capilar maleável para atingir a chama. O filamento capilar permite a
passagem da amostra até ao nebulizador, transformando-se em pequenas gotas, aerossol, as de maior
dimensão são rejeitadas e caem atrvés de um esgoto, sendo que as mais pequenas são vaporizadas na
chama. Apenas cerca de 1% da amostra é nebulizada.
Salienta-se que o processo de atomização pode sofrer interferências devido à presença de outros
elementos que não o que se quer determinar na amostras, sendo por vezes necessária a adição de
soluções contendo elementos específicos para eliminar essas interferências.
A EAA permite quantificar com elevada sensibilidade praticamente todos os metais.
4.3 Parâmetros Físico-Químicos
4.3.1 pH
O pH de uma água representa uma medida da sua acidez (ou da sua alcalinidade), traduzida pela
concentração de hidrogeniões e influenciada pelo carácter tampão que lhe confere. O pH de uma água
21
ou de uma solução constitui a forma de exprimir a actividade do ião hidrogénio (Mendes & Oliveira,
2004).
O pH natural de uma água é influenciado pela sua origem e pela natureza dos terrenos que atravessa.
Além disso os valores de pH também são influenciados pela interacção com outros parâmetros como a
alcalinidade ou a dureza.
Para um pH menor que 7 a solução é considerada ácida, no caso de ser maior que 7 a solução
considera-se alcalina. Uma solução neutra apresenta um pH igual a 7.
4.3.2 Condutividade Eléctrica
A condutividade eléctrica de uma água permite avaliar, de uma forma rápida o seu grau de
mineralização (Mendes & Oliveira, 2004). Os sais dissolvidos e ionizados que se encontram na água
transformam-na num electrólito com a capacidade de conduzir a corrente eléctrica, fazendo com que
haja uma relação de proporcionalidade entre o teor de sais dissolvidos e a resistência que ela oferece à
passagem da corrente eléctrica. Os sais podem ter origens diferentes, podendo resultar de processos
como a lixiviação dos solos ou efluentes e resíduos agrícolas e/ou industriais, contaminando as águas.
4.3.3 Alcalinidade
A alcalinidade é o indicativo da capacidade de uma água neutralizar ácidos. Corresponde à presença
de sais de ácidos fracos, de bases fortes e de bases fracas, na água (Mendes & Oliveira, 2004).
Salientam-se os compostos como os bicarbonatos, carbonatos, fosfatos, entre outros. Os compostos
mais comuns são os hidróxidos de cálcio ou de magnésio, os carbonatos de cálcio ou de magnésio, os
bicarbonatos de cálcio ou de magnésio e os bicarbonatos de sódio ou de potássio.
4.3.3.1 Bicarbonato
O bicarbonato não se oxida nem se reduz em águas naturais, porém pode precipitar com muita
facilidade como bicarbonato de cálcio (Custódio & Llamas, 1976).
Esta espécie dissolvida é calculada a partir da Alcalinidade, segundo a expressão já simplificada:
HCO3- (mg/L) = Alcalinidade (mg/L) * 1,22
onde o valor 1,22 corresponde à razão entre o peso equivalente de HCO3- e o peso equivalente de
CaCO3.
4.3.4 CO2 Livre
A água ao circular no solo dissolve o CO2 que se encontra no ar dos poros, enriquecendo aquela, em
espécies como H+, HCO3
- e CO3
2-, de acordo com as seguintes equações:
CO2 + H2O ↔ H2CO3 (Eq. 4.6)
H2CO3 ↔ HCO3- + H
+ (Eq. 4.7)
22
HCO3- ↔ CO3
2- + H
+ (Eq. 4.8)
Estes iões resultantes controlam fortemente o pH da água, e o seu ataque aos minerais.
De uma maneira geral, quanto maior a concentração em CO2 livre, maior será a acidez da água.
4.3.5 Dureza
A dureza de uma água é provocada pela presença de compostos de cálcio e magnésio. Não apresenta
importância sanitária mas o uso de uma água com excesso destes iões pode representar problemas de
incrustações, corrosão e perda de eficiência na transmissão de calor em caldeiras e sistemas de
refrigeração, a nível industrial.
A dureza da água não tem implicações na saúde pública. Águas duras são características de solos
calcários e dolomíticos e pode-se dizer, de forma leiga, que uma água é dura quando a sua utilização
obriga ao consumo de mais sabão no decorrer das lavagens, devido à formação de sais insolúveis dos
metais alcalino-terrosos (cálcio e magnésio) com os ácidos gordos dos sabões. Por outro lado, uma
água macia, apresenta um teor mais baixo de sais insolúveis.
As águas subterrâneas, devido ao prolongado contacto com as formações geológicas, são, em geral,
mais duras que as de superfície. Isto é facilitado pelos maiores teores em CO2 e O2 dissolvido, que
geralmente apresentam, aumentando o poder solubilizante das rochas com que contactam (Mendes &
Oliveira, 2004).
4.3.6 Temperatura
As águas subterrâneas apresentam temperaturas relativamente constantes, que variam entre 12 a 15oC,
ao longo do ano (Mendes & Oliveira, 2004).
Por outro lado, as águas superficiais, que demonstram valores mais variáveis, podem registar valores
temporariamente superiores aos das águas subterrâneas.
5 Legislação
As águas subterrâneas ou superficiais que se destinem ao abastecimento público ou rega devem ser
classificadas no que diz respeito à sua qualidade, que vai determinar a sua viabilidade para o consumo
humano ou para rega.
Certificar a qualidade da água para consumo humano tornou-se um objectivo indispensável para a
sociedade actual, tendo em consideração a importância na saúde pública e a necessidade de
salvaguardar e promover a utilização sustentável da água.
Os parâmetros e normas utilizados na classificação da água para rega, visam proteger a saúde pública,
a qualidade das águas subterrâneas e superficiais, as culturas que podem ser afectadas pela má
qualidade das águas de rega e os solos cuja aptidão para a agricultura pode ser degradada pela má
qualidade (Diário da República nº176, 1998).
23
Tabela 5.2: Valor paramétrico, Valor máximo recomendado (VMR) e valor máximo admissível (VMA), para classificação
de águas para consumo humano. * Decreto-Lei 306/2007 a 27 de Agosto; **Decreto-Lei 236/98 a 1 de Agosto.
Parâmetros
Expressão
dos
Resultados
Valores
Paramétricos* VMR** VMA**
Parâmetros
Químicos
Fluoretos mg/L F- 1,5 - -
Nitratos mg/L NO3- 50 25 50
Parâmetros
Indicadores
Cloretos mg/L Cl- 250 25 -
Sulfatos mg/L SO42-
250 25 250
Sódio mg/L Na+ 200 20 150
Cálcio mg/L Ca2+
- 100 -
Magnésio mg/L Mg2+
- 30 50
Potássio mg/L K+ - 10 12
Temperatura oC - 12 25
Condutividade
Eléctrica μS/cm 2500 (a 20
oC) 400 -
pH Escala de
Sorensen ≥ 6,5 e ≤9 6,5 - 8,5 9,5
Dureza Total mg/L - - 500
Tabela 5.3: Valor máximo recomendado (VMR) e valor máximo admissível (VMA), para classificação de águas para uso de
rega, de acordo com o Decreto-Lei 236/98 a 1 de Agosto. CE, condutividade eléctrica; SDT, total de sólidos dissolvidos;
SAR, taxa de adsorção de sódio.
A água, relativamente à dureza, pode ser classificada consoante as concentrações de sais de cálcio e
magnésio, expressos em mg/L de CaCO3 (Mendes & Oliveira, 2004):
- Água muito doce 0 a 60 mg/L;
- Água doce ou macia 60 a 150 mg/L;
- Água medianamente dura de 150 a 300 mg/L;
- Água dura ≥ 300 mg/L.
Parâmetros
Expressão dos
Resultados VMR VMA
Fluoretos mg/L F
- 1 15
Nitratos mg/L NO3
- 50 -
Cloretos mg/L Cl
- 70 -
Sulfatos mg/L SO4
2- 575 -
pH
Escala de
Sorensen 6,5 - 8,4 4,5 - 9
Salinidade CE dS/m 1 -
Taxa de
Adsorção de
Sódio
SAR
8 -
24
Na classificação das águas, tanto para consumo humano como para rega, deve-se fazer uso da
legislação em vigor. Para águas com destino a rega considera-se o Decreto-Lei 236/98, e para águas
que têm como destino o consumo humano aplica-se tanto o Decreto-Lei 236/98 como o Decreto-Lei
306/2007.
6 Metodologia
A fim de se avaliar a qualidade das águas subterrâneas da bacia hidrográfica do Rio Almonda,
seguiram-se várias etapas.
Primeiramente, realizou-se a inventariação dos pontos de água disponíveis num documento fornecido
pela APA (Agência Portuguesa do Ambiente) na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, seleccionando-
se vinte e quatro pontos de amostragem considerado um número representativo da bacia, que se
enquadram nos seguintes critérios:
1. Distribuição uniforme pela bacia.
2. Cobertura de áreas urbanas, industrializadas e agrícolas.
3. Nas imediações da mesma linha de água que incluíssem a zona a montante e a jusante.
Após a inventariação, recorreu-se ao programa Google Earth para localizar os pontos de recolha das
amostras. Para a recolha das amostras de água subterrânea, foram realizadas duas campanhas de
campo, nos dias 29 de Junho e 28 de Julho de 2015.
Posteriormente à recolha das amostras procedeu-se a várias análises laboratoriais que serão descritas
mais à frente.
6.1 Colheita de Amostras
A recolha das amostras, no campo, passa por várias etapas e recorre à utilização de diferentes
materiais.
Material utilizado:
Aparelhos de medição de pH, temperatura e condutividade eléctrica.
Frascos de polietileno para armazenamento das amostras.
Balde para recolher amostras, em caso de poço. Recipiente medidor apropriado, em caso
de furo
Ácido Nítrico (para acidificar as amostras a serem analisadas por EAA).
Procedimento
Identificar todos os frascos de forma clara e concisa (data de recolha, local de recolha e
referência);
Lavar todos os frascos e o amostrador, três vezes, com a água recolhida em cada ponto de
amostragem;
Nas amostras a serem analisadas por EAA, adicionar 1% do volume total da amostra, de ácido
nítrico;
Medir o pH, temperatura e condutividade eléctrica in situ com equipamento apropriado para o
efeito.
25
Colocar os frascos numa geleira refrigerada, até à chegada ao Laboratório de Análise Química
por Via Húmida de Fluidos Aquosos do Departamento de Geologia da FCUL (GeoFCUL).
6.2 Análises Laboratoriais
De forma a obter a concentração das várias espécies dissolvidas na água, cujo conhecimento é
essencial para a caracterização da qualidade da água para consumo humano e rega, foram efectuados
diferentes processos laboratoriais, seguindo protocolos já estabelecidos no Laboratório de Análise
Química por Via Húmida de Fluidos Aquosos do GeoFCUL.
6.2.1 Titulações
6.2.1.1 Determinação de CO2 Livre
Reagentes:
Titulante, solução de NaOH 0,0227 N;
Material:
Pipeta volumétrica de 100 mL;
Copos de precipitação ou Erlenmeyers;
Agitador magnético;
Medidor de pH;
Procedimento Laboratorial:
Pipetar 100 mL da água a ser analisada, para um copo de precipitação ou erlenmeyer;
Medir o pH inicial da amostra;
Figura 6.9: Aparelhos medidores de pH, temperatura e condutividade eléctrica.
26
Adicionar a solução de NaOH à água a analisar, com agitação constante até à obtenção de
pH=8,3. Quando se encontrar perto do valor de pH pretendido, adicionar cuidadosamente o
titulante;
Anotar o volume de NaOH gasto;
6.2.1.2 Determinação da Alcalinidade
Reagentes:
Titulante, solução de H2SO4 0,1N (0,05M);
Material:
Pipeta de 100 mL;
Copos de precipitação ou Erlenmeyers;
Agitador magnético;
Medidor de pH;
Procedimento Laboratorial:
Pipetar 100 mL de água a ser analisada para um copo de precipitação ou erlenmeyer;
Medir o pH inicial da água a analisar, deixando estabilizar o valor;
Adicionar a solução de H2SO4 à água a analisar, com agitação constante até à obtenção de
pH=4,45. Anotar o volume de H2SO4, gasto.
6.2.1.3 Determinação da Dureza da Água
Reagentes:
Solução tampão NH4+/NH3;
Pastilhas tampão para determinação da dureza;
Titriplex Solução A para a determinação de metais alcalino terrosos na água.
Material:
Pipeta 100 mL;
Erlenmeyers 250 mL;
Agitador magnético.
Procedimento experimental:
Pipetar 100 mL da água a ser analisada para um erlenmeyer de 250 mL;
Adicionar entre 1e 2 mL de solução tampão NH4+/NH3;
Adicionar uma pastilha tampão para a determinação da dureza e agitar até completa
dissolução. Nesta fase a solução adquire uma coloração avermelhada;
Titular lentamente com a Solução A, com agitação constante, até mudança da cor vermelha
para cor verde. Perto do ponto de equivalência, a solução irá mudar de vermelho para
castanho. Nesta fase adicionar mais lentamente gota a gota o titulante até aparecimento da cor
verde. A cor verde deverá permanecer persistente, caso contrário adicionar mais titulante até a
solução permanecer de cor verde;
Anotar o volume de titulante gasto.
27
6.2.2 Análises Isotópicas de δ18
O e δ2H
As análises isotópicas de δ18
O e δ2H foram realizadas Por Espectrometria de Massa de Razões
Isotópicas em modo de Fluxo Contínuo (IRMS-CF) no laboratório de Isótopos Estáveis, Stable
Isotopes and Instrumental Analysis Facility (SIIAF), do Departamento de Biologia da Faculdade de
Ciências da Universidade de Lisboa. Os resultados estão corrigidos relativamente ao padrão V-
SMOW. A precisão analítica é < 0,2 ‰ para ambos os isótopos.
7 Resultados e Discussão
7.1 Parâmetros Físico-Químicos e Espécies Dissolvidas
7.1.1 Temperatura
As águas recolhidas apresentam um valor de temperatura médio de 20,7 oC e uma mediana de 19,95
oC (Figura7.10). A temperatura das amostras de águas recolhidas varia entre 17,3
oC (BHRA19) e 25,4
oC (BHRA23).Todas as amostras se encontram acima do VMR (12
oC), e com excepção das amostras
BHRA12 e BHRA23, todas estão abaixo do VMA (25 oC). Os valores de referência VMR e VMA
estão de acordo com o Decreto-Lei 306/2007, em termos de qualidade de água para consumo humano.
As águas para uso de rega não têm limites de valores no que se refere à temperatura. De acordo com
Mendes & Oliveira (2004), a temperatura das águas subterrâneas varia entre 12 e 15 oC, mas
considera-se até um máximo de 25 oC, em Portugal, inserindo-se as águas analisadas neste intervalo.
Figura 7.10: Valores de temperatura medida in situ nos pontos de amostragem.
7.1.2 Condutividade Eléctrica
A condutividade eléctrica, revelou que todas as amostras têm valores abaixo do valor paramétrico,
definido no Decreto-Lei 306/2007, de 2500 μS/cm, para águas de consumo humano. Duas das
28
amostras de abastecimento público, BHRA12 e BHRA13, localizadas na Azinhaga (Concelho da
Golegã), estão abaixo do VMR enquanto que as amostras BHRA2 e BHRA 24, estão acima do VMR.
As amostras apresentam uma condutividade média de 927,7 μS/cm e uma mediana de 888 μS/cm. A
amostra BHRA11 apresenta o maior valor de condutividade, 1879 μS/cm, sugerindo uma maior
presença de iões dissolvidos, ao contrário da amostra BHRA12, de abastecimento público, onde se
obtém o menor valor de condutividade, 251,6 μS/cm.
Figura 7.11: Resultados das medidas de Condutividade eléctrica in situ nas águas amostradas.
Porforma a corroborar a existência de uma correlação entre condutividade eléctrica e iões
dissolvidos, tendo em consideração Mazor (1997) em que a condutividade eléctrica representa a
capacidade da água de conduzir a corrente eléctrica, através de iões dissolvidos, sendo directamente
proporcional à mineralização total, foram projectados os valores do total de iões presentes nas
amostras e respectiva condutividade (Figura 7.12). O total de iões foi calculado individualmente para
cada amostra, correspondendo à soma da concentração de todos os iões analisados.
Figura 7.12: Correlação entre a condutividade eléctrica e o total de iões dissolvidos (TDI).
29
Com base na correlação obtida (R2= 0,7111) verifica-se que existe de facto uma relação directa entre
a condutividade eléctrica e os iões dissolvidos nas amostras.
7.1.3 pH
Os valores de pH nas amostras recolhidas variam na gama de valores entre os 5,5 e 7,31. Com um
valor médio para o pH de 6,7, na escala de Sorensen, só as amostras BHRA2, BHRA7, BHRA15 e
BHRA23 se encontram abaixo do VMR estabelecido no Decreto-lei 306/2007, de 6,5. Seria
expectável que as amostras de águas de abastecimento público, BHRA2, BHRA12, BHRA13 e
BHRA24, se mantivessem abaixo da linha VMR, mas tal não se verifica com excepção da amostra
BHRA2.
Figura 7.13: Resultados do pH medido in situ nas águas recolhidas nos diferentes pontos.
Verifica-se que a amostra com o menor valor de pH é a BHRA7, 5,56, e o valor mais básico de pH
ocorre na amostra BHRA16, com 7,31.
7.1.4 Dureza
Os valores da dureza das águas analisadas variam entre 48 mg/L (BHRA13) e 676 mg/L (BHRA11),
observando-se uma variação de valores significativa.
Como já foi referido anteriormente, a dureza da água não implica problemas para a saúde pública.
Com base nos dados obtidos, referenciados no gráfico abaixo, verifica-se que três amostras
apresentam valores superiores ao VMA (500 mg/L), estabelecido no Decreto-Lei 236/98, BHRA1,
BHR11 e BHRA14.
Existem diferenças significativas no que se refere a valores da dureza entre as amostras analisadas,
nomeadamente entre as amostras de águas de abastecimento público, BHRA12 e BHRA13, com
valores muito reduzidos, 58 e 48 mg/L respectivamente, classificando-se como águas muito doces, em
relação às restantes amostras. A amostra que mais se aproxima das referidas anteriormente é a
BHRA7, que se considera como uma água doce ou macia, com um valor de dureza de 102 mg/L de
CaCO3.
30
Figura 7.14: Resultados de dureza obtidos nas águas analisadas, em mg/L.
Dos resultados obtidos, observa-se uma média de 341 mg/L de CaCO3 nas amostras em relação à
dureza. A dureza total de uma água representa a quantidade de carbonatos de cálcio equivalente à
concentração em cálcio e magnésio, o que pode explicar os valores relativamente elevados de dureza
nas amostras, visto que na área em estudo existe uma abundância destes dois elementos nas formações
rochosas.
Figura 7.15: Correlação entre a dureza total e a condutividade eléctrica.
Na figura 7.15, onde se representa a correlação entre a condutividade eléctrica e a dureza total das
águas analisadas, verifica-se que existe uma relação entre os parâmetros dureza total e a
condutividade eléctrica, com um valor de R2 igual a 0,728, o que demonstra uma contribuição
elevada dos iões de cálcio e magnésio para a mineralização das águas analisadas.
7.1.5 CO2 Livre
O parâmetro CO2 livre nas águas analisadas apresenta uma média de 80,0 mg/L e mediana de 67,2
mg/L. Os valores variam entre 190,0 mg/L, na amostra BHRA20, e 20,0 mg/L, na amostra BHRA12.
De salientar, que apesar de a amostra BHRA12 representar o valor mínimo, as restantes amostras de
31
abastecimento público, BHRA13, BHRA2 e BHRA24 também apresentam valores reduzidos de CO2
livre.
Figura 7.16: Gráfico de resultados da concentração de CO2 livre (mg/L) nas águas analisadas.
7.1.6 Alcalinidade
Os valores de alcalinidade determinados nas águas amostradas variam entre 33 e 482 mg/L de CaCO3,
nas amostras BHRA15 e BRHA11, respectivamente. A mediana é de 270,5 mg/L e a média 256,8
mg/L.
A alcalinidade de uma água é a medida da sua capacidade para neutralizar ácidos, e corresponde,
principalmente, à concentração de hidróxidos, carbonatos e bicarbonatos, sendo que os valores obtidos
nas águas analisadas reflectem a concentração significativa de carbonatos (Fig. 7.17), verificando-se
alcalinidade média.
32
Figura7.17: Resultados da alcalinidade (mg/L de CaCO3) nas águas analisadas.
Na Figura 7.17, em que se representa a alcalinidade das águas analisadas, os valores mais elevados,
rondam os 500 mg/L de CaCO3, correspondentes às amostras com as referências BHRA11 e BHRA14,
e os mais baixos nas amostras BHRA7, BHRA12, BHRA13 e BHRA15.
A partir dos valores de alcalinidade, obtidos através de titulação como mencionado anteriormente, é
possível calcularem-se os valores de bicarbonato através da expressão referida no capítulo 4.3.3.1.
Assim, na figura 7.18, representa-se a concentração de bicarbonato presente nas águas analisadas,
onde se verifica alguma variação nos valores de HCO3-, havendo quatro amostras (BHRA7, BHRA12,
BHRA13 e BHRA15) com concentrações mais baixas comparativamente às restantes amostras. As
amostras analisadas apresentam um valor de médio de 313 mg/L e uma mediana de 330,0 mg/L,
relativamente ao bicarbonato.
A concentração de bicarbonato nas amostras oscila entre 40,3 mg/L, na amostra BHRA15, e 590,5
mg/L, na amostra BHRA11, evidenciando a relação directa entre alcalinidade e bicarbonato, uma vez
que também na primeira, os valores máximos e mínimos se prendiam às amostras BHRA11 e
BHRA15.
Em Portugal, não existe legislação para controlo/classificação da qualidade das águas no que se refere
à concentração de bicarbonatos nas águas subterrâneas
33
Figura .7.18: Resultados do Bicarbonato (mg/L) nos pontos de amostragem.
7.1.7 Catiões
7.1.7.1 Cálcio
Segundo Custódio & Llamas (1976), a concentração de cálcio presente nas águas subterrâneas varia,
de forma geral, entre 10 a 100 mg/L. Considera-se como principais fontes de cálcio as plagioclases
cálcicas, calcite, dolomite, apatite, entre outros. Em água pura, o carbonato de cálcio (CaCO3)
considera-se muito pouco solúvel.
O cálcio ocorre nas águas na forma de bicarbonato de cálcio Ca(HCO3)2 e a sua solubilidade é
estabelecida por factores como a temperatura e a pressão, que por seu lugar influenciam a quantidade
de CO2 dissolvido na água. Pode-se dizer que a solubilidade do bicarbonato de cálcio em água é uma
função da quantidade de gás carbónico dissolvido naquela.
De acordo com o Decreto-Lei 236/98, o VMR para o cálcio em águas de consumo humano é de 100
mg/L, sendo que o valor paramétrico no Decreto-Lei 306/2007 é igual. Para as águas destinadas a
rega, não existem valores pré-estabelecidos.
Nas águas amostradas as concentrações em cálcio variam entre 14,5 e 197,1 mg/L, nas amostras
BHRA13 e BHRA1, respectivamente, com média 90,6 mg/L e mediana 90,2 mg/L. Nas amostras
recolhidas encontra-se algumas diferenças na concentração de cálcio, destacando-se as amostras
BHRA7, BHRA12 e BHRA13, que apresentam os valores mais baixos de concentração de cálcio,
33,23, 17,73 e 14,46 mg/L, respectivamente. De forma geral, a concentração de cálcio nas amostras é
relativamente elevada, o que se pode dever às formações geológicas que constituem a bacia
hidrográfica em estudo, mais precisamente, formações calcárias (Calcários de Santarém e Almoster)
do Miocénico Superior.
34
Figura 7.19: Representação da concentração de cálcio (mg/L) nas amostras recolhidas.
7.1.7.2 Magnésio
De acordo com Mendes & Oliveira (2004), o magnésio, tal como o cálcio, constitui um dos elementos
determinantes para a dureza da água, sendo da mesma maneira um elemento essencial à vida. Estes
dois elementos apresentam um comportamento geoquímico semelhante, no entanto, o magnésio forma,
de um modo geral, sais mais solúveis. A grande solubilidade de muitos dos sais de magnésio faz com
que possa haver uma concentração elevada deste elemento nalgumas águas naturais, tendo em conta a
interacção água-rocha. Também se deve salientar a sua utilização industrial, o que explica algumas
fontes significativas de contaminação.
Nas amostras analisadas observa-se uma concentração elevada de magnésio, variando entre 8,3 mg/L,
na amostra BHRA22, e 110,4 mg/L na amostra BHRA15. Os valores de magnésio têm uma média de
41,7 mg/L e mediana de 38,3 mg/L.
As amostras que apresentam maior concentração de magnésio (BHRA1, BHRA6, BHRA11, BHRA15
e BHRA23), têm igualmente elevada concentração de cálcio.
De acordo com o Decreto-Lei 236/98, os VMA e VMR correspondem a 50 e 30 mg/L,
respectivamente, e verifica-se que algumas amostras excedem estes valores, como por exemplo
BHRA11 (77,1 mg/L), BHRA15 (110,4 mg/L) e BHRA23 (76,5 mg/L).
35
Figura 7.20: Representação da concentração de magnésio (mg/L).
7.1.7.3 Potássio
O potássio é um metal alcalino muito abundante na natureza, no entanto ocorre em pequena
concentração nas águas subterrâneas, uma vez que é facilmente fixado pelas argilas e intensivamente
consumido pelos vegetais (Antunes et al., 2013). De acordo com Custódio & Llamas (1976), o
potássio apresenta concentrações variáveis entre 0,1 e 10 mg/L em águas doces.
A concentração deste catião nas águas analisadas varia entre 0,62 mg/L, BHRA16, e 26,6 mg/L,
BHRA8, com uma média de 5,5 mg/L e mediana de 3,1 mg/L.
As concentrações de potássio obtidas inserem-se dentro dos parâmetros definidos no Decreto-Lei
236/98, encontrando-se uma concentração de potássio inferior ao VMR (10 mg/L) e ao VMA (12
mg/L). No entanto, existem três amostras, BHRA8 (26,55 mg/L), BHRA9 (21,79 mg/L) e BHRA20
(21,26 mg/L), em que tal não se verifica, pelo contrário, têm uma concentração de potássio
relativamente elevada em relação às restantes amostras. O facto de as amostras referidas apresentarem
concentrações mais elevadas de potássio deve-se à sua localização em terrenos agrícolas onde o uso de
adubos e fertilizantes é frequente.
36
Figura 7.21: Representação da concentração de potássio (mg/L).
7.1.7.4 Sódio
O sódio é um elemento alcalino muito abundante nas águas subterrâneas. Segundo Custódio & Llamas
(1976), tendo em consideração as suas características, a concentração de sódio varia, geralmente, entre
0,1 e 100 mg/L, nas águas subterrâneas.
Apesar de ser fundamental para muitos organismos, quando em concentração muito elevadas, o sódio
pode mostrar-se tóxico para muitas plantas e animais (Mendes & Oliveira, 2004).
A concentração do ião sódio nas águas analisadas varia entre 3,8 mg/L e 56,9 mg/L, nas amostras
BHRA22 e BHRA9, respectivamente, com média de 16,8 mg/L e mediana de 13,3 mg/L.
Os resultados obtidos indiciam que as pressões urbana, agrícola e industrial têm alguma influência na
concentração de sódio, como por exemplo nas amostras BHRA4 (29,98 mg/L), BHRA8 (30,30 mg/L),
BHRA9 (56,94 mg/L) e BHRA23 (40,63 mg/L), onde as concentrações são relativamente elevadas.
A amostra BHRA19 localiza-se na nascente do Rio Almonda, o que justifica o teor reduzido em
potássio, havendo a possibilidade de a água ainda não estar contaminada pelos adubos usados na
actividade agrícola e pelos efluentes industriais e urbanos.
BHRA23
37
As amostras de abastecimento público, BHRA2, BHRA12, BHRA13 e BHRA24 têm concentrações
de sódio abaixo do VMR, no Decreto-Lei 236/98, no que diz respeito ao consumo humano,
correspondendo ao expectável.
Figura7.22: Representação da concentração de sódio (mg/L).
7.1.8 Aniões
7.1.8.1 Cloretos
Conforme Mendes & Oliveira (2004), os cloretos representam um dos sais mais abundantes na
natureza, especialmente na água do mar. A concentração dos cloretos é variável com a natureza
geológica dos terrenos atravessados, as condições climatéricas e com a contaminação por efluentes
industriais. De forma geral, por razões ecológicas, os teores em cloretos são mais elevados em zonas
baixas e nas águas subterrâneas, do que em zonas altas e de montanha.
As origens dos cloretos são diversas, sendo que as mais relevantes, no contexto do presente trabalho,
são os efluentes industriais e urbanos, aditivos utlizados no tratamento de águas e as águas de
drenagem de zonas agrícolas irrigadas (fertilizantes e outros).
As águas estudadas apresentam concentrações de cloreto que variam entre 15 mg/L e 405 mg/L, nas
amostras BHRA19 e BHRA23 respectivamente, com média de 94,3 mg/L e mediana de 73 mg/L. A
variabilidade da concentração de cloretos não é muito elevada, com excepção das amostras BHRA11
BHRA23
38
(243,0 mg/L), BHRA15 (193,0 mg/L) e BHRA23 (405,0 mg/L), cujas concentrações são muito
elevadas,especialmente a da amostra BHRA23, que se localiza numa zona urbana.
Ao contrário do que seria expectável para o consumo humano, as amostras recolhidas nos furos de
abastecimento público, encontram-se acima do VMR indicado no Decreto-Lei 236-98, de 70 mg/L. De
qualquer maneira, mantém-se abaixo do valor paramétrico, 250 mg/L, estabelecido no Decreto-Lei
306/07.
O facto de as amostras revelarem um teor em cloretos significativamente elevado pode estar
relacionado com a actividade agrícola em regime intensivo e criação de gado. De salientar a amostra
BHRA15, que se insere numa zona agrícola, onde a utilização, em quantidade significativa, de adubos
e fertilizantes é constante. Além disso, nas zonas urbanas e industriais, os efluentes são outra causa
para a concentração dos cloretos , como é o caso da amostra BHRA23.
Figura 7.23: Representação da concentração de cloretos (mg/L).
7.1.8.2 Fluoretos
Os fluoretos são iões que não têm uma presença muito marcada no que diz respeito à sua concentração
nas águas subterrâneas. Têm como principal fonte a dissolução de minerais a fluorite e a apatite. Trata-
BHRA23
39
se de um elemento quimicamente muito reactivo, pelo que se encontra combinado na forma de
fluoretos de cálcio, de sódio ou de outros metais (Mendes & Oliveira, 2004).
De acordo com Hem (1985), a concentração de flúor nas águas naturais é, normalmente, inferior a 1
mg/L.
.
A concentração de fluoretos nas águas analisadas varia entre 0,10 mg/L, BHRA24, e 0,30 mg/L,
BHRA12, com valor médio de 0,18 mg/L e mediana de 0,20 mg/L.
A presença de fluoretos nas amostras recolhidas é muito reduzida, de tal forma que a concentração das
amostras BHRA1, BHRA4, BHRA6, BHRA9, BHRA11, BHRA14, BHRA15, BHRA19, BHRA20,
BHRA22 E BHRA23 se encontra abaixo do limite de detecção.
As amostras onde o fluoreto tem uma maior concentração são as de abastecimento público, BHRA12
(0,30 mg/L) e BHRA13 (0,30 mg/L) e a amostra recolhida num poço, BHRA3 (0,30 mg/L).
7.1.8.3 Nitratos
O azoto é um elemento não metálico, abundante na natureza sob a sua forma gasosa, sob a forma de
compostos orgânicos e sob a forma mineral (nitratos e outros compostos), segundo Mendes & Oliveira
(2004). No meio aquático pode aparecer como amónia (NH4+), nitrito (NO2
-) ou nitrato (NO3
-).
Tendo em conta a sua solubilidade, os nitratos constituem a forma usual de acumulação nas águas
subterrâneas, do azoto, o que explica a ocorrência de concentrações elevadas em regiões agrícolas.
O nitrato representa a fase final da oxidação da matéria orgânica e em concentrações superiores a 50
mg/L pode indicar contaminação da água subterrânea por actividade humana (esgotos, depósitos de
lixo, adubos, cemitérios, entre outros) (Custódio & Llamas, 1976).
A concentração de nitrato para as águas estudadas varia entre 0,5mg/L e 272 mg/L, nas amostras
BHRA10 e BHRA15, respectivamente, com média de 39,5 mg/L e mediana de 23,5 mg/L.
Verifica-se que as amostras BHRA12 e BHRA13, de abastecimento público, apresentam
concentrações abaixo do limite de detecção.
A amostra BHRA15, recolhida na Quinta da Labruja na Golegã, apresenta uma concentração em
nitratos muito elevado, o que pode ser explicado pela localização do ponto, uma vez que se encontra
numa zona fortemente agrícola e de criação de gado, onde o uso de adubos/fertilizantes é abundante.
À excepção das amostras BHRA1, BHRA15 e BHRA20, o VMA estabelecido no Decreto-Lei 306/07,
de 50 mg/L, não é ultrapassado. No entanto, verifica-se que a maioria das amostras apresenta uma
concentração em nitratos superior ao que é recomendável (VMR de 25 mg/L, indicado no Decreto-Lei
236/98).
Apesar de nas zonas agrícolas a concentração de nitratos ser mais elevada, tendo em consideração os
resultados obtidos, não parece haver contaminação nas águas subterrâneas da Bacia Hidrográfica do
Rio Almonda.
40
Figura 7.24: Representação da concentração de nitratos (mg/L).
7.1.8.4 Sulfatos
O enxofre é um elemento essencial à vida. A concentração de sulfatos nas águas naturais é muito
variável, 30-300 mg/L, por razões geológicas ou outras (Mendes & Oliveira, 2004).
Segundo Custódio & Llamas (1976), os iões sulfato percolantes nas rochas cristalinas, devem a sua
origem à lixiviação de terrenos formados em ambientes com índices de aridez elevados, com a
oxidação de enxofre presente nas rochas ígneas e metamórficas e com as actividades urbanas,
agrícolas e industriais.
As amostras representadas no gráfico 7.29 apresentam alguma variação em termos da concentração em
sulfatos, nomeadamente, entre 6,60 mg/L, na amostra BHRA13, e 223 mg/L, na amostra BHRA14,
com média de 69,9 mg/L e mediana de 56,5 mg/L
As amostras com maior concentração em sulfatos podem ser justificadas pela sua localização em
zonas urbanas, onde os efluentes industriais e urbanos contribuem para um aumento dos sulfatos. As
amostras que se encontram abaixo do VMR, de 25 mg/L, indicado no Decreto-Lei 236/98, para
consumo humano, são águas de abastecimento público e a correspondente à nascente do Rio Almonda
(BHRA19). Todas as restantes amostras têm concentrações superiores ao VMR, mas ainda abaixo do
VMA de 250 mg/L, para consumo humano, também especificado no Decreto-Lei referido
anteriormente.
BHRA23
41
Figura 7.25: Representação da concentração de sulfatos (mg/L).
7.2 Erro de Balanço
O cálculo do erro de balanço tem como objectivo o controlo da qualidade dos resultados obtidos nas
análises químicas das diversas espécies dissolvidas nas águas subterrâneas. Recorre-se às cargas dos
aniões e dos catiões e da concentração das espécies em meq/L. A concentração em meq/L é calculada
usando a Equação de Stabler:
(Eq. 7.9)
Onde c corresponde à razão entre a concentração do elemento, em mg/L, e a massa atómica do
elemento e n corresponde ao número de oxidação.
Após as concentrações terem sido convertidas em meq/L é possível calcular o Erro de Balanço (ERB),
recorrendo à fórmula seguinte (Lloyd & Hethcote, 1985):
(Eq. 7.10)
BHRA23
42
Tabela 7.4: Concentração de aniões e catiões, em meq/L, e respectivo erro de balaço (ERB) (%).
Amostra Ca2+
K+ Mg
2+ Na
+ Ʃ
Catiões
Cl- F
- NO3
- SO4
2- Ʃ
Aniões
ERB (%)
BHRA1 2,5 0,05 1,2 0,97 4,7 3,9 <0,2 2,2 0,63 6,7 -17,6
BHRA2 0,93 0,06 0,53 0,64 2,2 2,7 0,01 0,26 0,12 3,1 -17,7
BHRA3 0,83 0,03 0,88 0,18 1,9 1,1 0,02 0,02 0,17 1,3 18,9
BHRA4 1,2 0,22 0,5 1,3 3,2 1,7 <0,1 0,10 0,97 2,8 7,5
BHRA5 0,59 0,08 0,59 0,62 1,9 2,3 <0,1 0,56 0,60 3,5 -29,6
BHRA6 2,1 0,03 0,78 0,38 3,3 1,9 <0,1 0,58 0,33 2,8 7,9
BHRA7 0,41 0,08 0,30 0,40 1,2 1,2 0,01 0,74 0,30 2,3 -30,8
BHRA8 1,2 0,68 0,46 1,3 3,6 1,1 0,01 0,61 0,21 1,9 30,7
BHRA9 1,3 0,56 0,74 2,5 5,1 2,5 <0,1 0,65 0,47 3,6 17,0
BHRA10 1,4 0,10 0,46 0,83 2,8 3,3 <0,1 0,01 0,29 3,6 -12,7
BHRA11 1,8 0,11 1,6 0,79 4,3 6,9 <0,1 0,34 0,99 8,2 -31,4
BHRA12 0,22 0,08 0,80 0,30 1,4 1,1 0,02 <0,3 0,04 1,2 9,4
BHRA13 0,18 0,07 1,4 0,44 2,1 1,2 0,02 <0,3 0,03 1,3 25,1
BHRA14 1,7 0,15 1,2 1,2 4,3 2,6 <0,2 0,27 1,2 4,1 2,2
BHRA15 1,7 0,14 2,3 0,70 4,8 5,4 <0,2 4,4 0,67 10,5 -36,8
BHRA16 0,85 0,02 1,1 0,48 2,5 2,9 0,01 0,42 0,26 3,6 -18,9
BHRA17 0,44 0,09 1,4 0,43 2,4 1,5 0,01 0,23 0,13 1,9 11,6
BHRA18 0,91 0,02 0,98 0,65 2,6 3,4 0,01 0,56 0,36 4,3 -25,7
BHRA19 0,41 0,05 0,25 0,54 1,3 0,42 <0,1 0,11 0,05 0,6 36,6
BHRA20 1,1 0,54 0,51 0,37 2,5 2,4 <0,1 1,2 0,33 3,9 -21,9
BHRA21 1,0 0,02 0,21 0,20 1,4 0,90 0,01 0,14 0,08 1,1 11,7
BHRA22 1,1 0,03 0,17 0,16 1,5 0,76 <0,1 0,02 0,06 0,8 27,0
BHRA23 1,5 0,10 1,6 1,8 5,0 11,4 <0,2 0,58 0,40 12,4 -42,5
BHRA24 1,4 0,08 0,80 0,39 2,7 1,3 0,01 0,06 0,07 1,4 29,9
O erro de balanço, para as 24 amostras analisadas,varia entre -12,5% e 36,6%, como se pode consultar
na tabela 7.4.
Apesar da sua importância, na manutenção da qualidade das análises, o Erro de Balanço neste caso
particular não deve ter sido em conta de forma irrepreensível, ou seja, o facto de os valores de erro de
balanço estarem mais elevados do que seria desejado, pode dever-se a vários factores, como erros
analíticos e o facto de não terem sido analisados todos os iões que, normalmente, fazem parte da
constituição química das águas subterrâneas, como por exemplo fosfato e brometo. Deve ter-se
também em atenção que as análises não foram realizadas no mesmo laboratório.
7.3 Fácies Hidroquímica
A fácies hidroquímica de uma água consiste na disponibilidade das espécies químicas dissolvidas
nessa água, resultando especialmente das relações iónicas que se estabelecem entre a fase sólida
(mineral) e a fase líquida (água). De forma geral, a fácies hidroquímica reflecte os aniões e catiões
mais abundantes na constituição das águas subterrâneas, nomeando-se a água pelo anião e catião cuja
43
concentração ultrapassa 50 % em relação à concentração total (em meq/L) de catiões e aniões,
respectivamente.
Para a caracterização das fácies hidrogeoquímicas da área em estudo, recorreu-se aos diagramas de
Stiff e Piper. Os diagramas de Stiff (Anexos III e IV) servem para representar a distribuição espacial
da fácies hidrogeoquímica assim como o grau de mineralização das águas. Os diagramas de Piper
(Anexo II) possibilitam a verificação de possíveis misturas e/ou evoluções químicas entre amostras.
Apesar de existir alguma variedade na fácies hidrogeoquímicas das águas analisadas (Anexo XIII),
constata-se que o anião dominande é o bicarbonato e os catiões mais importantes são o cálcio e o
magnésio ou misturas entre os dois. As águas variam entre Bicarbonatada Cálcica (21 %),
Bicarbonatada Magnesiana (14 %), Bicarbonatada Sódico-Cálcica (17 %), Bicarbonatada Calco-
Magnesiana (8 %), Bicarbonatada Cloretada (4 %), Bicarbonatada-Cloretada Calco-Sódica (4 %),
Bicarbonatada Sódico-Magnesiana (4 %), Bicarbonatada Magnesiano-Cálcica (8 %), Cloreto-
Nitratada Magnesiano-Cálcica (4 %), Bicarbonatada Calco-Potássica (4 %), Bicarbonatada-Cloretada
Magnesiano-Cálcica (4 %), Cloreto-Bicarbonatada Calco-Sódica (4 %), Cloretada Sódico-Magnesiana
(4 %).
Na análise dos diagramas de Stiff verifica-se que as amostras BHRA7 e BHRA19 são as águas menos
mineralizadas, com fácies cloreto bicarbonatada calco-sódica e bicarbonatada sódico-cálcica,
resperctivamente. Corroborando a análise possível com o diagrama de Piper, também aqui se
distinguem as fácies bicarbonatada magnesiana (BHRA3, BHRA5, BHRA 9, BHRA 14, BHRA 16 e
BHRA 17) e as fácies bicarbonatada cálcica (BHRA6, BHRA21 e BHRA22).
Observando o diagrama de Piper, verifica-se que a maioria das águas têm concentrações de
bicarbonatos relativamente semelhantes, e os catiões apresentam concentrações dominantes em cálcio
e magnésio. Sendo assim, as fácies dominantes são bicarbonatadas cálcicas e bicarbonatadas sódico-
cálcicas.
A presença significante de magnésio na fácies de cada amostra, deve-se provalvemente à geologia da
área em estudo, caracterizada pela sua constituição em cálcio e magnésio, principalmente.
7.4 Índices Hidrogeoquímicos
A determinação da origem das águas subterrâneas, feita por meio de índices hidroquímicos, permite
indentificar as rochas e outras influências que contribuem para a composição química actual da água.
Na tabela seguinte são apresentados os índices hidrogeoquímicos, salientando que se tem como
referência os índices estabelecidos por Custódio & Llamas, obtidos nas amostras analisadas.
44
Tabela 7.5: Índices hidrogeoquímicos calculados para as amostras de águas subterrâneas da área em estudo (r = meq/L).
Amostras rMg2+/
rCa2+
rK+/rNa
+ rCl
-/rHCO3
-
BHRA1 0,48 0,05 0,59
BHRA2 0,56 0,09 0,90
BHRA3 1,06 0,18 0,19
BHRA4 0,40 0,17 0,36
BHRA5 1,00 0,14 0,33
BHRA6 0,37 0,07 0,31
BHRA7 0,71 0,19 1,63
BHRA8 0,39 0,52 0,21
BHRA9 0,56 0,22 0,46
BHRA10 0,32 0,12 0,54
BHRA11 0,86 0,14 0,71
BHRA12 3,62 0,27 0,81
BHRA13 7,51 0,15 0,71
BHRA14 0,72 0,13 0,27
BHRA15 1,37 0,21 8,25
BHRA16 1,28 0,03 0,37
BHRA17 3,20 0,21 0,21
BHRA18 1,08 0,03 0,80
BHRA19 0,62 0,09 0,12
BHRA20 0,46 1,45 0,46
BHRA21 0,14 0,10 0,14
BHRA22 0,16 0,16 0,10
BHRA23 1,08 0,06 3,86
BHRA24 0,56 0,20 0,25
rMg2+/
rCa2+
Segundo Custódio & Llamas (1976), o índice rMg2+/
rCa2+
varia entre 0,3 e 1,5, para águas continentais
e para águas do mar podem atingir valores de 5.
Nas amostras analisadas, e de acordo com este índice, verifica-se que a maioria das águas têm origem
continental, apresentando valores entre 0,14 e 1,37, no entanto, existem três excepções, as amostras
BHRA12-13 e 17. Na amostraBHRA17, tendo em conta a classificação de Custódio e Llamas e caso
esta estivesse próxima da costa, poderia dizer-se que existe alguma influência marinha, no entanto,
cosiderando a distância à costa pode ser apenas considerado como um valor anómalo. Nas amostras
BHRA12 e 13 é possível haver alguma fonte de magnésio que esteja a influenciar o índicde em
questão, considerando a geologia em que as amostras foram recolhidas, isto é, formações calcárias
constituídas por minerais calco-magnesianos, como por exemlo, dolomites (CaMg(CO3)2).
rCl-/HCO3
-
O índice rCl-/HCO3
- tem bastante utilidade na caracterização da intrusão salina, porque as águas
continentais apresentam, normalmente, um valor entre 0,1 e 1,5, enquanto na água do mar o índice
45
pode variar entre 20 e 50. O rápido aumento deste índice é um bom indicador de intrusão salina, uma
vez que a água do mar tem um baixo conteúdo em bicarbonato (Custódio & Llamas, 1976).
As águas analisadas apresentam valores entre 0,10 e 1,63, considerando-se como continentais de
acordo com os índices obtidos, com excepção de duas amostras, BHR15 e BHRA23, com valores de
8,25 e 3,86 meq/L, respectivamente. Na amostra BHRA15, localizada numa zona agrícola, o uso
abundante de fertilizantes contribui para um aumento de cloretos, o que pode explicar o índice mais
elevado. Na amostra BHRA23, recolhida numa zona urbana, mais especificamente num jardim, o uso
de adubos também pode ser considerado como influência no valor do índice. Outra fonte paras as
cloretos, nas zonas urbanas, também são as fugas nas condutas de saneamento público.
rK+/rNa
+
Citando Custódio & Llamas (1976), em águas marinhas o índice rK/rNa varia entre 0,020 e 0,025 e em
águas doces entre 0,004 e 0,300.
As amostras analisadas encomtram-se todas dentro do intervalo definido por Custódio & Llamas
classificadas como águas doces.
7.5 Qualidade da Água para Rega
As águas subterrâneas têm um papel muito importante na zona em estudo, nomeadamente o seu
uso para rega dos vastos terrenos agrícolas. A actividade agrícola tem uma grande importância
económica na região, de forma que a utilização da água subterrânea para rega deve ter em
consideração não só a qualidade da água como uma utilização sustentável.
A classificação das águas para rega faz-se comparando os valores obtidos nas análises com os VMRs
(Valor Máximo Recomendado) e VMAs (Valor Máximo Admissível), estabelecidos no Decreto-Lei
236/98 de 1 de Agosto.
Tabela 7.6: Classificação da qualidade da água subterrânea para rega, tendo por base o Decreto-Lei 236/98.
Cloretos Fluoretos Nitratos Sulfatos pH Qualidade da
Água para
Rega
VMR 70 mg/L 1 mg/L 50 mg/L 575 mg/L 6,5 ≤ pH ≤ 8,4
VMA - 15 mg/L - - 4,5≤ pH ≤ 9,0
BHRA3 39 0,3 1,1 33 7,2 Boa
BHRA4 61 <0,1 6,4 186 7,2 Boa
BHRA5 80 <0,1 35 116 6,9 Boa
BHRA6 66 <0,1 36 64 7,1 Boa
BHRA8 38 0,1 38 41 6,7 Boa
BHRA12 38 0,3 <0,3 6,9 6,7 Boa
BHRA13 43 0,3 <0,3 6,6 6,7 Boa
BHRA17 52 0,2 14 25 6,8 Boa
46
BHRA19 15 <0,1 6,7 9,4 6,5 Boa
BHRA21 32 0,1 8,7 16 6,9 Boa
BHRA22 27 <0,1 1,4 12 7,1 Boa
BHRA24 47 0,1 3,9 14 6,8 Boa
BHRA2 96 0,2 16 23 6,2 Média
BHRA7 44 0,1 46 58 5,6 Média
BHRA9 89 <0,1 40 90 6,9 Média
BHRA14 92 <0,2 17 223 6,8 Média
BHRA20 84 <0,1 75 63 6,9 Média
BHRA1 137 <0,2 133 121 6,7 Má
BHRA10 118 <0,1 0,5 55 6,7 Má
BHRA11 243 <0,1 21 191 6,7 Má
BHRA15 193 <0,2 272 129 5,7 Má
BHRA16 103 0,2 26 49 7,3 Má
BHRA18 121 0,1 35 70 6,9 Má
BHRA23 405 <0,2 36 76 6,4 Má
Com observação da classificação obtida na tabela acima, considera-se que 50% das amostras de água
subterrânea têm boa qualidade para o uso em rega. No entanto, também existem algumas amostras
em que a qualidade é má, nomeadamente 29%, devida aos elevados teores em cloretos e nitratos.
Os valores elevados devem-se à utilização constante de adubos e fertilizantes, uma vez que as
amostras de má qualidade localizam-se em zonas agrícolas. Também amostras como BHRA23 e
BHRA1, apresentam uma má qualidade para uso em rega, tendo sido recolhidas em zonas urbanas.
7.5.1 Qualidade de Água para Rega – Perigo de Salinização e Perigo de Alcalinização
Para a avaliação do Perigo de Salinização e Perigo de Alcalinização dos solos, recorre-se aos valores
do Índice SAR (Taxa de Adsorção de Sódio) e da Condutividade Eléctrica da água, fazendo uso do
Diagrama de Wilcox (Anexo X).
A taxa de adsorção de sódio é um parâmetro que representa o pergido de sodificação ou a
proporção relativa de sódio em relaçãp aos outros catiões.
De forma a calcular o Índice SAR, é necessária a concentração dos catiões de magnésio, sódio e
cálcio, em meq/L, aplicados na fórmula seguinte:
(Eq. 7.11)
47
Tabela 7.7: Valores obtidos para a Taxa de Adsorção de Sódio (SAR). Decreto-Lei 236/98, valor paramétrico gual a 8.
Ca2+
(meq/L) Mg2+
(meq/L) Na+ (meq/L) SAR
VMR - - - 8
VMA - - - -
BHRA1 2,5 1,1 0,97 0,72
BHRA2 0,93 0,53 0,64 0,75
BHRA3 0,83 0,88 0,18 0,20
BHRA4 1,2 0,45 1,3 1,4
BHRA5 0,59 0,59 0,62 0,80
BHRA6 2,1 0,78 0,38 0,32
BHRA7 0,41 0,30 0,40 0,67
BHRA8 1,2 0,46 1,3 1,5
BHRA9 1,3 0,74 2,5 2,4
BHRA10 1,4 0,46 0,83 0,86
BHRA11 1,8 1,6 0,79 0,60
BHRA12 0,22 0,80 0,30 0,42
BHRA13 0,18 1,4 0,44 0,50
BHRA14 1,7 1,2 1,2 1,0
BHRA15 1,7 2,3 0,70 0,50
BHRA16 0,85 1,1 0,48 0,49
BHRA17 0,44 1,4 0,43 0,45
BHRA18 0,91 0,98 0,65 0,67
BHRA19 0,41 0,25 0,54 0,94
BHRA20 1,1 0,51 0,37 0,42
BHRA21 1,5 0,21 0,20 0,22
BHRA22 1,1 0,17 0,16 0,21
BHRA23 1,5 1,6 1,8 1,4
BHRA24 1,4 0,80 0,39 0,37
Segundo os resultados obtidos, para todas as amostras a Taxa de Adosrção de Sódio encontra-se
dentro do valor paramétrico (8), indicado no Decreto-Lei 236/98, para todas as amostras.
O Perigo de Salinização e Perigo de Alcalinização são classificados em diferentes classes (AquaChem
v.2014.2):
Classes de Perigo de Salinização
C1 – Perigo de Salinização Baixo, ou seja, água com baixa salinidade
C2 – Perigo de Salinização Médio, ou seja, água com salinidade média
C3 – Perigo de Salinização Alto, ou seja, água com salinidade alta
C4 – Perigo de Salinização Muito Alto, ou seja, água com muita salinidade
48
Classes de Perigo de Alcalinização
S1 – Perigo de Alcalinização Baixo, ou seja, água com baixa concentração de sódio
S2 - Perigo de Alcalinização Médio, ou seja, água com concentração de sódio média
S3 - Perigo de Alcalinização Alto, ou seja, água com elevada concentração de sódio
S4 – Perigo de Alcalinização Muito Alto, ou seja, água com concentração de sódio muito elevada
Tabela 7.8: Classificação das águas subterrâneas quanto ao Perigo de Salinização e Perigo de Alcalinização dos solos.
De acordo com os resultados obtidos, as amostras apresentam Perigo de Alcalinização baixo, o que se
deve à baixa concentração em sódio. Apesar do perigo de alcalinização ser baixo,o uso destas águas
subterrâneas com a finalidade de rega deve ser ponderado, uma vez que 42% das amostras apresentam
um Perigo de Salinização Médio e 58% apresentam Perigo de Salinização Alto. Nem todas as
plantas/produtos agrícolas exibem o mesmo grau de tolerância à salinização, pelo que a utilização de
águas com Perigo de Salinização Médio e Alto depende dos organismos que se pretendem regar.
As amostras sombreadas a verde são aquelas que têm uma boa qualidade e podem ser utilizadas na
rega, já as amostras sombreadas a laranja e vermelho não devem ser utilizadas ou então, o seu uso
Amostra SAR Condutividade
Eléctrica (μS)
Perigo de
Salinização
Perigo de
Alcalinização
Classificação
BHRA2 0,75 631,2 Médio Baixo C2S1
BHRA3 0,20 657,9 Médio Baixo C2S1
BHRA7 0,67 346,1 Médio Baixo C2S1
BHRA8 1,5 699,8 Médio Baixo C2S1
BHRA12 0,42 251,6 Médio Baixo C1-2S1
BHRA13 0,50 291,1 Médio Baixo C2S1
BHRA18 0,67 452,6 Médio Baixo C2S1
BHRA20 0,42 729,5 Médio Baixo C2S1
BHRA21 0,22 658,7 Médio Baixo C2S1
BHRA24 0,37 684,6 Médio Baixo C2S1
BHRA1 0,72 1416 Alto Baixo C3S1
BHRA5 0,80 1129 Alto Baixo C3S1
BHRA6 0,32 902,7 Alto Baixo C3S1
BHRA9 2,4 987,6 Alto Baixo C3S1
BHRA10 0,86 1045 Alto Baixo C3S1
BHRA11 0,60 1879 Alto Baixo C3S1
BHRA15 0,50 1355 Alto Baixo C3S1
BHRA16 0,49 1128 Alto Baixo C3S1
BHRA17 0,45 1171 Alto Baixo C3S1
BHRA19 0,94 819,1 Alto Baixo C3S1
BHRA22 0,21 873,3 Alto Baixo C3S1
BHRA4 1,5 1014 Alto Baixo C3S1
BHRA14 1,0 1479 Alto Baixo C3S1
BHRA23 1,5 1662 Alto Baixo C3S1
49
deve envolver precaução e ter em mente o tipo de produtos agrícolas, uma vez que as amostras
classificadas com perigo médio não apresentam tanto risco como as de perigo alto.
As amostras que apresentam pior qualidade são três, BHRA4, BHRA14 e BHRA23, sendo que as duas
primeiras se inserem em zonas agrícola e a última em zona urbana.
7.6 Qualidade de Água para Consumo Humano
Tal como já foi referido anteriormente, a água é um bem necessário para a vida humana e como tal é
indispensável a avaliação da sua qualidade.
A qualidade da água subterrânea da bacia hidrográfica em estudo será classificada, em termos de
consumo humano, com base no Decreto-Lei 306/07 de 27 de Agosto.
7.6.1 Parâmetros Químicos
A avaliação dos parâmetros químicos depende das concentrações de fluoretos e nitratos (mg/L), uma
vez que estes são os parâmetros considerados como importantes na legislação utilizada na
classificação da qualidade das águas subterrâneas para consumo humano.
Tabela 7.9: Classificação da qualidade da água, através dos parâmetros químicos indicados no Decreto-Lei 306/07.
Fluoretos Nitratos Qualidade da Água
Valor Paramétrico 1,5 mg/L 50 mg/L
BHRA2 0,2 16 Boa
BHRA3 0,3 1,1 Boa
BHRA4 <0,1 6,4 Boa
BHRA5 <0,1 35 Boa
BHRA6 <0,1 36 Boa
BHRA7 0,1 46 Boa
BHRA8 0,1 38 Boa
BHRA9 <0,1 40 Boa
BHRA10 <0,1 0,5 Boa
BHRA11 <0,1 21 Boa
BHRA12 0,3 <0,3 Boa
BHRA13 0,3 <0,3 Boa
BHRA14 <0,2 17 Boa
BHRA16 0,2 26 Boa
BHRA17 0,2 14 Boa
BHRA18 0,1 35 Boa
BHRA19 <0,1 6,7 Boa
BHRA20 <0,1 75 Boa
BHRA21 0,1 8,7 Boa
BHRA22 <0,1 1,4 Boa
50
BHRA23 <0,2 36 Boa
BHRA24 0,1 3,9 Boa
BHRA1 <0,2 133 Má
BHRA15 <0,2 272 Má
Baseado nos resultados obtidos, à excepção das amostras BHRA1 e BHRA15, todas as amostras
apresentam qualidade boa para consumo humano. De salientar, que tal como era esperado, as amostras
referentes a águas de abastecimento público (BHRA2, BHRA12, BHRA13 e BHRA24) apresentam os
melhores valores.
As amostras de má qualidade, BHRA1 e BHRA15, localizam-se, respectivamente, numa zona urbana
e zona agrícola. Na zona agrícola a elevada concentração de nitratos é justificada pelo potencial uso
abundante de adubos, tal como indicado por Razowska-Jaworek (2005) as actividades agrícolas em
países desenvolvidos são geralmente aceites como a fonte principal de nitratos nas águas subterrâneas.
Na zona urbana, o furo de onde a água foi colhida encontra-se próximo de criação de gado, o que pode
contribuir para os valores observados.
7.6.2 Parâmetros Indicadores
Os parâmetros indicadores consistem na avaliação de parâmetros como as concentrações de iões
(cálcio, magnésio, sódio, cloretos e sulfatos), condutividade eléctrica, dureza total e pH, sendo estes os
parâmetros indicados na legislação referida anteriormente.
Tabela 7.10: Classificação da água para consumo humano, de acordo com os parâmetros indicadores no Decreto-Lei 306/07.
Ca2+
Mg2+
Na+ Cl
- SO4
2- CE Dureza
Total
pH Qualidade
da Água
Valor
Paramétrico
< 100
mg/L
< 50
mg/L
200
mg/L
250
mg/L
250
mg/L
2500
μS/cm
150-500
mg/L
CaCO3
6,5 -
9
BHRA2 75 26 15 96 23 631 210 6,16 Boa
BHRA3 66 43 4 39 33 658 330 7,18 Boa
BHRA4 92 22 30 61 186 1014 259 7,17 Boa
BHRA5 47 29 14 80 116 1129 420 6,9 Boa
BHRA8 95 22 30 38 41 700 290 6,69 Boa
BHRA12 18 39 7 38 6,9 252 58 6,67 Boa
BHRA18 73 48 15 121 70 453 226 6,94 Boa
BHRA19 33 12 12 15 9,4 819 278 6,54 Boa
BHRA20 88 25 9 84 63 730 342 6,91 Boa
BHRA22 87 8 4 27 12 873 365 7,08 Boa
BHRA1 197 57 22 137 121 1416 522 6,72 Má
BHRA6 167 38 9 66 64 903 360 7,08 Má
BHRA10 114 22 19 118 55 1045 382 6,7 Má
BHRA11 147 77 18 243 191 1879 676 6,7 Má
BHRA13 14 66 10 43 6,6 291 48 6,72 Má
BHRA14 133 58 28 92 223 1479 602 6,79 Má
51
BHRA15 133 110 16 193 129 1355 471 5,69 Má
BHRA17 35 69 10 52 25 1171 438 6,81 Má
BHRA21 122 10 5 32 16 659 320 6,91 Má
BHRA23 117 77 41 405 76 1662 410 6,38 Má
BHRA24 114 39 9 47 14 685 256 6,79 Má
BHRA7 33 14 9 44 58 346 102 5,56 Média
BHRA9 107 36 57 89 90 988 378 6,87 Média
BHRA16 68 53 11 103 49 1128 450 7,31 Média
De forma geral as amostras apresentam boa qualidade para consumo humano, principalmente as de
abastecimento público (BHRA2, BHRA12, BHRA13 e BHRA23) que têm o objectivo de fornecer
água à população da região em estudo.
No entanto, existe uma considerável quantidade de amostras que são impróprias para o consumo
humano, como é o caso das amostras BHRA11 e BHRA23 que apresentam valores de cálcio e
magnésio muito superiores ao valor máximo admitido. De notar que a amostra BHRA23 é a que
apresenta um teor em cloretos, 405 mg/L, mais elevado em relação a todas as amostras analisadas.
A dureza total está directamente relacionada com a concentração de cálcio e magnésio, pelo que, uma
vez que a concentração destes iões nas amostras é elevada, os valores da dureza são justificados, nas
amostras BHRA11 e BHRA14.
A utilização de águas com classificação de qualidade média deve ser ponderada, pois o seu uso pode
acarretar danos na saúde pública.
7.7 Isótopos de Oxigénio e Hidrogénio
Com o objectivo de obter uma caracterização isotópica da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, foram
analisadas as razões isotópicas δ18O e δ2H (relativamente ao V-SMOW)em todas as amostras de águas
subterrâneas recolhidas. Os resultados apresentam-se na tabela 7.11.
Tabela 7.11: Valores de δ2H e δ18O das amostras de água subterrânea.
Amostra δ18
O
(‰) δ
2H
(‰) BHRA1 -4,6 -28,7
BHRA2 -4,9 -29,8
BHRA3 -3,5 -18,7
BHRA4 -4,6 -26,3
BHRA5 -4,4 -25,2
BHRA6 -4,7 -25,7
BHRA7 -4,7 -27,6
BHRA8 -4,5 -23,3
BHRA9 -4,3 -23
BHRA10 -4,7 -28,7
BHRA11 -4,6 -27,3
52
BHRA12 -5,1 -28,5
BHRA13 -5,3 -30,1
BHRA14 -4,8 -26,2
BHRA15 -4,6 -23,9
BHRA16 -4,1 -20,6
BHRA17 -4,8 -25,8
BHRA18 -4,3 -24,1
BHRA19 -5,1 -25,6
BHRA20 -4,4 -25,5
BHRA21 -4,1 -23,9
BHRA22 -3,9 -20,9
BHRA23 -4,8 -26,3
BHRA24 -4,7 -24,9
Os valores de δ2H das amostras analisadas na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda variam entre -18,7
(BHRA3) e -30,1‰ (BHRA13), e os valores de δ18
O variam entre -3,5 (BHRA3) e -5,3‰ (BHRA13).
As amostras apresentam valores médios em δ2H igual a -25,4 ‰ e em δ
18O igual a -4,6 ‰, e valores
de mediana de -4,6 ‰ em δ18
O e -25,7 ‰ em δ2H, respectivamente.
Os teores mais elevados em δ2H e δ
18O, -18,7‰ e -3,5‰ respectivamente, na amostra BHRA3, poderá
ser consequência de uma maior evaporação relativamente às restantes amostras.
Como já foi mencionado anteriormente, existe uma correlação à escala global entre os valores de δ2H
e δ18
O das águas naturais, GMWL (Craig, 1961), significando que é possível estimar a composição
isotópica das águas meteóricas e caracterizar por exemplo, zonas de recarga das águas subterrâneas.
Como é sabido, no caso em que a recarga de um aquífero é feita através da água de precipitação, a sua
composição isotópica é semelhante à composição isotópica das águas meteóricas. Noutros casos,
existem desvios significativos relativamente à composição das águas meteóricas, que estão
essencialmente relacionadas, com processos de evaporação e com outros mecanismos de recarga
(Clark & Fritz, 1997).
Na figura 7.31 encontram-se representados os valores de δ2H e δ
18O das amostras de água recolhidas
na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda. Como termo de comparação, traçaram-se a GMWL (Eq.3.5) e
a recta meteórica de Portugal Continental (RMP), esta última permite reproduzir condições mais
próximas da realidade (Carreira, 2009) e é definida pela equação:
δ2H = 6,78δ18O + 4,45 (Eq. 7.12)
Refira-se que a RMP foi construída a partir de várias estações ao longo de Portugal Continental, pelo
que poderá não reflectir a recta meteórica local da zona em estudo neste trabalho.
Não foi possível traçar a recta meteórica local, uma vez que não existem estações meteorológicas,
cujos dados de precipitação são essenciais para a construção da recta, na área de estudo ou próximo
desta.
53
Figura 7.26: Representação dos valores isotópicos das amostras analisadas, GMWL (Global Meteoric Water Line) e Recta
Meteórica de Portugal.
Após a representação das razões isotópicas das águas analisadas no gráfico da figura 7.31, foi possível
determinar a a equação da recta das Águas da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda (RBHRA):
δ2H = 6,07δ18O + 2,25 (Eq. 7.13)
Verifica-se que a RBHRA tem uma boa aproximação à RMP, nomeadamente nos valores dos declives
que definem as duas equações, 6,07 para a RBHRA e 6,78 para a RMP pelo que as razões isotópicas
das águas recolhidas e analisadas neste trabalho, são representativas das águas meteóricas
portuguesas. Deste modo parece haver fortes indícios de que a recarga do aquífero seja, pelo menos
em grande parte, realizada através das águas de precipitação.
Analisando a projecção dos valores isotópicos, verifica-se que estes se dispõem numa mancha
principal, com excepção das amostras BHRA3, BHRA16 e BHRA22 que se afastam dos outros
pontos. Uma vez que as amostras mencionadas como excepção foram recolhidas em poços a céu
aberto, é provável que a evaporação seja mais evidenciada o que justifica os valores mais elevados de
δ2H e δ
18O.
As amostras que mais se aproximam da recta meteórica de Portugal (RMP) são BHRA3, BHRA5,
BHRA7, BHRA11, BHRA20 e BHRA21, colhidas em furos, com excepção das amostras BHRA3 e
BHRA21 que correspondem a poços a céu aberto (valores de δ2H e δ
18O na tabela 7.10). Estas
amostras também são as que representam uma maior aproximação à recta GMWL, numa zona em que
esta e a RMP são basicamente coincidentes.
54
7.7.1 Variação dos valores de δ2H e δ18
O em função da Altitude
De acordo com Mazor (1991), o efeito de altitude para águas superficiais pode ser aplicado igualmente
às águas subterrâneas.
O efeito de altitude na composição isotópica das águas de precipitação expressa-se por um
empobrecimento progressivo em δ18
O e em δ2H para valores crescentes de altitude (Carreira, 2009).
Ou seja, o efeito de altitude provoca um decréscimo de δ18
O de -0,15 a -0,5‰, por cada aumento de
altitude em 100 m, e para δ2H esse decréscimo varia entre -1 e -4‰ (Clark & Fritz, 1997).
Nas figuras 7.27 e 7.28 encontram-se as representações gráficas da Altitude (m) em função de δ18
O e
de δ2H respectivamente.
Figura7.27: Representação dos valores isotópicos de δ18O em função da altitude.
A partir do gráfico Altitude vs δ18
O observa-se que a correlação entre os dois parâmetros é muito
baixa, com um valor de R2= 0.0297.
55
Figura 7.28: Representação dos valores de δ2H em função da altitude.
O mesmo se verifica para a correlação entre os parâmetros Altitude vs δ2H, com um valor de R
2=
0,1364.
A zona em estudo é muito plana, variando entre 15 e 107 m de altitude pelo que a relação entre a
altitude e as razões isotópicas não é relevantee por isso não é possível observar-se o fraccionamento
isotópico com a altitude.
7.7.2 Variação dos valores de δ2H e δ18
O em função da Continentalidade
Segundo Mazor (1991), a composição isotópica das águas de precipitação tende a ficar cada vez mais
negativa à medida que a distância à costa aumenta. Este efeito de continentalidade é bastante marcado
nas águas europeias e é afectado por outros factores, tais como a temperatura e a altitude.
Nas figuras 7.29 e 7.30 encontram-se as representações gráficas da Distância à costa (km) em função
de δ18
O e de δ2H respectivamente.
56
Figura 10.29: Representação dos valores isotópicos de δ18O em função da distância à costa.
Pela observação da representação das amostras analisadas, verifica-se que os valores de δ18
O não são
significativamente afectados pelo aumento da distância à costa, ou seja, pelo efeito da
continentalidade, o que é comprovado pelo baixo valor de R2 = 0,1323.
Figura 10.30: Representação dos valores de δ2H em função da distância à costa.
Em relação aos valores de δ2H, tal como acontece para os valores de δ
18O, a correlação com a
Distância à costa (km) é muito baixa, como se pode verificar pelo valor de R2 (0,1723).
Estas observações estão dentro do que seria de esperar se tivermos em consideração que a distância à
costa, para os diferentes pontos de água amostrados, não difere de forma significativa por forma a que
se observe um efeito de continentalidade marcado e portanto o efeito de continentalidade é
praticamente nulo. Contudo, parece notar-se alguma tendência das razões isotópicas, em especial do
δ2H, para valores ligeiramente mais negativos com a distância à costa.
57
8 Conclusão
O estudo presente foi realizado na área da Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, onde se inserem os
concelhos da Golegã e de Torres Novas.
Nesta área escolhida para o estudo foram inventariados os pontos de água existentes e seleccionados
os mais apropriados como locais de amostragem. Foram realizadas duas campanhas de campo que
permitiram a recolha de 24 amostras de águas subterrâneas (4 poços, 15 furos privados, 4 furos de
abastecimento público e 1 nascente Rio Almonda), as quais foram sujeitas a análise química e
isotópica (18
O e 2H).
As águas analisadas apresentam fácies hidrogeoquímicas que variam principalmente entre
bicarbonatada cálcica (21 %), bicarbonatada sódico-cálcica (17 %) e bicarbonatada magnesiana (13
%) e.
As captações BHRA2, BHRA19 e BHRA20 são as que apresentam as águas menos mineralizadas,
localizadas perto do Pául do Boquilobo, Nascente do Rio Almonda e Golegã, respectivamente. As
amostras BHRA10, BHRA14, BHRA15 e BHRA23 são as que têm maior mineralização. A
mineralização das águas analisadas está dependente, principalmente, da concentração dos iões HCO3-,
Mg2+
e Ca2+.
.
Relativamente à distribuição espacial dos iões analisados, pela área de estudo (Anexos V a XII)
verifica-se que:
i) O cálcio e o magnésio não têm uma distribuição preferencial bem definida por toda a
bacia, facto que estará relacionado com a geologia da região, uma vez que na maior parte
da área as rochas aflorantes são calcários e calcários dolomíticos.
ii) Para os restantes iões verifica-se uma distribuição espacial com melhor definição, as
concentrações são mais elevadas nas zonas central e sul, onde se verifica uma utilização
do solo para agricultura intensiva e onde se localizam alguns pólos urbanos. Assim, o
sódio e o cloreto apresentam concentrações mais elevadas junto ao pólos urbanos; esta
distribuição espacial estará relacionada com perdas nas condutas de efluentes urbanos e
industriais. Para o potássio, nitrato e sulfato, a sua distribuição espacial estará mais
relacionada com o seu uso como fertilizantes nas actividades de agricultura intensiva, uma
vez que estes se localizam preferencialmente na zona sul da bacia, onde estas actividades
têm maior relevo.
A classificação da qualidade de água subterrânea para utilização na rega (Decreto-Lei 236/98) dos
terrenos agrícolas revelou que 50 % das águas analisadas são de boa qualidade, e que 29% das águas
têm má qualidade, sendo que as restantes (21%) têm uma qualidade média. De realçar, que as
amostras colhidas em zonas de agricultura intensiva são as que têm pior qualidade, de forma geral. A
avaliação da taxa SAR (Adsorção de Sódio), indicou que todas as águas analisadas se encontram
abaixo do valor paramétrico, igual a 8, estabelecido no Decreto-Lei 236/98.
Relativamente aos perigos de salinização e de alcalinização dos solos, verifica-se que 50 % das águas
têm perigo médio e as restantes 50 % têm perigo alto, já para o perigo de alcalinização todas as
amostras apresentam perigo baixo.
Relativamente à qualidade das águas para consumo humano (Decreto-Lei 306/07), no que se refere
aos parâmetros químicos (fluoretos e nitratos) quase todas as amostras têm boa qualidade, com
excepção das BHRA1 e BHRA15, localizadas em zona urbana e agrícola respectivamente. A
58
classificação no que se refere aos parâmetros indicadores revelou que maioria das águas analisadas são
de má qualidade para consumo humano. Saliente-se que as amostras recolhidas em furos de
abastecimento público são as que apresentam melhor qualidade, uma garantia para a saúde pública
desta região.
O estudo das razões isotópicas de δ18
O e δ2H mostrou uma boa aproximação dos valores experimentais
à recta meteórica de Portugal, o que sugere uma origem em águas de precipitação.
Verificou-se que os efeitos de altitude e de continentalidade, são praticamente nulos e não influenciam
de forma significativa os valores das composições isotópicas obtidos, uma vez que a área em estudo
não só é,principalmente, plana como a distância dos pontos analisados à costa, é pequena rondando os
75 km.
59
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61
10 Anexos
Anexo I – Diagrama de Wilcox (utilização do software Aquachem V. 2014.2)
Sodium (Alkali) hazard: Salinity hazard:
S1: Low C1: Low
S2:Medium C2: Medium
S3: High C3: High
S4: Very high C4: Very high
62
Anexo II – Diagrama de Piper (utilização do software Aquachem V. 2014.2)
63
Anexo III – Diagramas de Stiff (utilização dos software Aquachem V. 2014.2 e ArcGis v.10.2.2)
64
Anexo IV – Diagramas de Stiff (utilização do software Aquachem V. 2014.2)
65
66
67
68
Anexo V – Representação Espacial das Zonas Urbanas na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda
(utilização do software ArcGis V. 10.2.2)
Legenda:
- Zonas Urbanas - Zona Agrícola Regime Intensivo
- Zonas Industriais Restante área – Zona Florestal
69
Anexo VI - Variação da Concentração de Cálcio na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, em
mg/L.
70
Anexo VII – Variação da Concentração de Magnésio na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda,
em mg/L.
71
Anexo VIII – Variação da Concentração de Sódio na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, em
mg/L.
72
Anexo IX – Variação da Concentração de Potássio na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, em
mg/L.
73
Anexo X – Variação da Concentração de Cloretos na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, em
mg/L.
74
Anexo XI – Variação da Concentração deNitratos na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, em
mg/L.
75
AnexoXII – Variação da Concentração de Sulfatos na Bacia Hidrográfica do Rio Almonda, em
mg/L.
76
Anexo XIII – Fácies Hidrogeoquímicas
Amostra Fácies Hidrogeoquímica
BHRA1 Cálcica Bicarbonatada Cloretada
BHRA2 Bicarbonatada Cloretada Calco-sódica
BHRA3 Bicarbonatada Magnesiano-Cálcica
BHRA4 Bicarbonatada Sódico-Cálcica
BHRA5 Bicarbonatada sódico-magnesiana
BHRA6 Bicarbonatada Cálcica
BHRA7 Cloreto-Bicarbonatada Calco-sódica
BHRA8 Bicarbonatada Sódico-Cálcica
BHRA9 Bicarbonatada Sódico-Cálcica
BHRA10 Bicarbonatada Cálcica
BHRA11 Bicarbonatada Calco-Magnesiana
BHRA12 Bicarbonatada Magnesiana
BHRA13 Bicarbonatada Magnesiana
BHRA14 Bicarbonatada Calco-Magnesiana
BHRA15 Cloreto-Nitratada Magnesiano-Cálcica
BHRA16 Bicarbonatada Magnesiano-Cálcica
BHRA17 Bicarbonatada Magnesiana
BHRA18 Bicarbonatada Cloretada Magnesiano-Cálcica
BHRA19 Bicarbonatada Sódico-Cálcica
BHRA20 Bicarbonatada Calco-Potássica
BHRA21 Bicarbonatada Cálcica
BHRA22 Bicarbonatada Cálcica
BHRA23 Cloretada Sódico-Magnesiana
BHRA24 Bicarbonatada Cálcica
77
Anexo XIV – Parâmetros medidos in situ, para as águas analisadas.
Amostras pH Temperatura (oC)
Condutividade Eléctrica (μS/cm)
BHRA1 6,72 19,3 1416
BHRA2 6,16 20,4 631,2
BHRA3 7,18 19,5 657,9
BHRA4 7,17 22,8 1014
BHRA5 6,9 20,1 1129
BHRA6 7,08 22,9 902,7
BHRA7 5,56 22,2 346,1
BHRA8 6,69 19,5 699,8
BHRA9 6,87 19,3 987,6
BHRA10 6,7 19,9 1045
BHRA11 6,7 19,2 1879
BHRA12 6,67 25,4 251,6
BHRA13 6,72 24,9 291,1
BHRA14 6,79 19 1479
BHRA15 5,69 20,3 1355
BHRA16 7,31 18,5 1128
BHRA17 7,08 24,8 873,3
BHRA18 6,81 17,9 1171
BHRA19 6,94 17,3 452,6
BHRA20 6,54 20 819,1
BHRA21 6,91 19,6 729,5
BHRA22 6,91 18,5 658,7
BHRA23 6,38 25,4 1662
BHRA24 6,79 20,1 684,6
78
Anexo XV – Resultados obtidos no laboratório, para as águas analisadas.
Amostras Ca2+
(mg/L) K+
(mg/L) Mg2+
(mg/L) Na+
(mg/L) Cl-
(mg/L)
F-
(mg/L)
NO3-
(mg/L)
SO42-
(mg/L)
Alcalinidade
(mg/L)
Dureza
(mg/L)
CO2 Livre
(mg/L)
BHRA1 197,08 2,01 56,80 22,32 137,00 <0,2 133,00 121,00 327,0 522,0 80,0
BHRA2 74,71 2,28 25,57 14,73 96,00 0,20 16,00 23,00 150,0 210,0 33,0
BHRA3 66,34 1,27 42,70 4,25 39,00 0,30 1,10 33,00 294,0 330,0 30,4
BHRA4 92,22 8,63 22,10 29,98 61,00 <0,1 6,40 186,00 239,0 259,0 43,5
BHRA5 47,08 3,27 28,61 14,15 80,00 <0,1 35,00 116,00 342,0 420,0 90,2
BHRA6 166,54 1,05 37,86 8,82 66,00 <0,1 36,00 64,00 301,5 360,0 62,1
BHRA7 33,23 2,95 14,39 9,24 44,00 0,10 46,00 58,00 38,0 102,0 99,0
BHRA8 95,04 26,55 22,24 30,30 38,00 0,10 38,00 41,00 251,0 290,0 60,2
BHRA9 106,61 21,79 36,13 56,94 89,00 <0,1 40,00 90,00 272,0 378,0 50,0
BHRA10 114,01 4,07 22,26 19,18 118,00 <0,1 0,50 55,00 308,0 382,0 125,0
BHRA11 146,89 4,40 77,05 18,07 243,00 <0,1 21,00 191,00 484,0 676,0 147,0
BHRA12 17,73 3,09 38,91 6,85 38,00 0,30 <0,3 6,90 66,0 58,0 20,0
BHRA13 14,46 2,58 65,91 10,09 43,00 0,30 <0,3 6,60 85,0 48,0 20,2
BHRA14 133,27 5,91 58,47 27,55 92,00 <0,2 17,00 223,00 482,0 602,0 138,0
BHRA15 132,88 5,62 110,44 16,00 193,00 <0,2 272,00 129,00 33,0 471,0 86,8
BHRA16 68,48 0,62 53,03 11,03 103,00 0,20 26,00 49,00 393,0 450,0 64,8
BHRA17 35,41 3,48 68,67 9,91 52,00 0,20 14,00 25,00 345,5 438,0 141,6
BHRA18 72,76 0,83 47,75 14,96 121,00 0,10 35,00 70,00 213,0 226,0 28,0
BHRA19 32,55 1,98 12,29 12,42 15,00 <0,1 6,70 9,40 171,5 278,0 69,6
BHRA20 88,13 21,26 24,68 8,59 84,00 <0,1 75,00 63,00 260,0 342,0 190,0
BHRA21 121,74 0,83 10,34 4,70 32,00 0,10 8,70 16,00 325,0 320,0 158,0
BHRA22 86,53 1,04 8,25 3,76 27,00 <0,1 1,40 12,00 364,5 365,0 55,1
BHRA23 116,73 3,95 76,53 40,63 405,00 <0,2 36,00 76,00 148,0 410,0 70,2
BHRA24 114,07 3,12 38,75 8,99 47,00 0,10 3,90 14,00 269,0 256,0 58,0
78
