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Em se tratando de uma área onde os recursos hídricos superficiais estão seriamente comprometidos pelas diferentes fontes de poluição e os recursos hídricos subterrâneos são abundantes e ainda pouco explorados, a determinação da vulnerabilidade natural às cargas contaminantes e a definição do risco de contaminação dos diferentes sistemas aqüíferos são ferramentas necessárias ao planejamento das ações governamentais de controle e proteção desses mananciais subterrâneos, bem como à futura implantação de um sistema de gestão de recursos hídricos nesta bacia.

Segundo FOSTER et al. (1987), a definição de risco de poluição das águas subterrâneas é conceituada como a interação entre dois fatores semi- independentes:

a) a carga poluente que é, será ou poderá ser aplicada no solo como resultado da atividade humana;

b) a vulnerabilidade natural à poluição do aqüífero.

O termo “vulnerabilidade de aqüíferos” surgiu pela primeira vez no início da década de 1960, introduzido pelo hidrogeólogo francês J. Margat (VRBA; ZOPOROZEC, 1994). Entretanto, foi a partir da década de 1970, com a criação da legislação americana para proteção de recursos hídricos subterrâneos, que começaram a ser difundidos vários métodos de classificação, objetivando a criação de classes comparativas de vulnerabilidade de aqüíferos. O crescente uso da água subterrânea e a necessidade de preservação deste recurso dentro de uma estratégia adequada de planejamento forçaram a criação de normas e regulamentações que visassem à proteção das águas subterrâneas. Segundo ALLER et al. (1987), muitos métodos foram desenvolvidos com o objetivo de definirem-se locais para a disposição de rejeitos variados, seja em aterros sanitários ou resíduos líquidos. Porém, os autores destacam o sistema desenvolvido por LeGRAND (1964) e uma versão modificada utilizada pela U. S. EPA (Environmental Protection Agency).

O conceito de vulnerabilidade natural dos aqüíferos é baseado no fato de que o meio físico possui características capazes de atenuar e proteger a água disposta no subsolo de cargas contaminantes específicas, sejam estas naturais ou de contribuição humana.

É importante o entendimento claro das diferenças entre risco e vulnerabilidade à contaminação. O conceito de risco é muito comumente confundido com o de vulnerabilidade natural do sistema aqüífero. Porém, cabe chamar a atenção de que o primeiro envolve a existência de uma fonte potencial contaminante, enquanto o segundo, como dito, depende apenas das características do meio físico.

Vários métodos, dentro das mais variadas concepções, foram desenvolvidos para a avaliação da vulnerabilidade natural dos sistemas aqüíferos. Entretanto, todos se equivalem no conceito de que o resultado é sempre comparativo, sem apresentar valores absolutos que reflitam um padrão universal de vulnerabilidade. O objetivo final é sempre o de classificarem-se áreas com graus homogêneos de vulnerabilidade, que podem ser maiores ou menores que os das áreas vizinhas. A aplicabilidade destes métodos, além da limitação óbvia de necessitar de informações sobre o meio físico, tem uma outra grande restrição que é o fator de escala, não sendo indicados em estudos de detalhe de casos específicos, pois, para este

objetivo deveriam ser agregadas técnicas mais apropriadas.

A principal utilidade dos mapas de vulnerabilidade está no suporte à decisão de planejadores, principalmente ligados a órgãos governamentais municipais, estaduais ou federais, no gerenciamento do uso e ocupação de seus territórios, auxiliando-os na escolha de áreas mais favoráveis à implantação de empreendimentos potencialmente poluidores. VRBA; ZOPOROZEC (1994) apresentam interessante tabela (Tabela 11) sobre os principais tipos de mapa de vulnerabilidade:

Tabela 11: Classificação de mapas de vulnerabilidade da água subterrânea (adaptado de VRBA; ZAPOROZEC, 1994).

Tipo de

Mapa Escala Propósito e Conteúdo Representação Gráfica

Regionais,

sinópticos 1:500.000 ou menor

Planejamento geral, tomada de decisão e cenário político em proteção de água subterrânea nacional ou internacional; propósito educacional. Mapas sintéticos mostrando a vulnerabilidade intrínseca da água subterrânea, sem detalhes locais.

Mapas compilados

manualmente ou atlas com notas explanatórias; mapas utilizando

processos computacionais não são freqüentes.

Esque- máticos 1:500.000 a 1:100.000 Planejamento regional, regulamentação e gerenciamento da proteção da água subterrânea, determinação de problemas de contaminação difusa. Alguns detalhes locais não aparecem, devem ser seguidos de mapeamentos específicos.

Mapas compilados

manualmente ou mapas e atlas bi- e/ou tri-

dimensionais feitos com auxílio computacional Opera- cionais a 1:25.000 1:100.000 Desenvolvimento de programas de proteção de água subterrânea e planejamento de uso do solo local. Mapas analíticos descrevendo a vulnerabilidade da água subterrânea em uma extensão de área em relação ao tempo de trânsito de um contaminante específico.

Mapas digitais bi- ou tri- dimensionais ou mapas compilados manualmente; perfis e diagramas

incrementam sua utilidade.

Específicos ou com propósito especial 1:25.000 ou maior

Mapas com propósitos e locais específicos, para planejamento de cidades e proteção de poços. Expressa problemas locais de vulnerabilidade da água subterrânea. Requer dados representativos; investigações específicas do local são normalmente necessárias.

Mapas digitais bi ou tri- dimensionais ou diagramas e mapas de grids.

A partir das informações inerentes a cada sistema aqüífero e unidades estratigráficas associadas, será possível determinar-se sua vulnerabilidade natural. Sabe-se que a vulnerabilidade natural do aqüífero à poluição está relacionada à maior ou menor suscetibilidade apresentada por determinadas litologias à contaminação através de agentes externos, sendo controlada principalmente pela inacessibilidade hidráulica da zona saturada e pela capacidade de atenuação da zona não saturada. Cientificamente, é mais coerente avaliar-se a vulnerabilidade em

relação a cada tipo de contaminante, ou a cada classe de contaminante (nutrientes, microorganismos, metais pesados etc, separadamente. (FOSTER et al., 1987).

É possível configurar-se uma situação de alta vulnerabilidade, porém sem alto risco de poluição, devido à ausência da carga poluente ou vice-versa. A carga poluidora pode ser controlada, alterada ou até prevista; o mesmo não ocorre com a vulnerabilidade natural do aqüífero.

A zona não saturada desempenha importante papel na defesa contra a contaminação das águas subterrâneas (MATTHESS et al., apud FOSTER et al., 1987), pois, devido a sua posição, representa a primeira linha de defesa natural entre a superfície e os aqüíferos. Outro fator a contribuir para o processo de proteção é a característica favorável para a atenuação e a eliminação de poluentes que este ambiente proporciona.

O fluxo de água na zona não saturada é geralmente lento e restrito aos menores poros, com maior superfície específica. Sua condição físico-química é normalmente aeróbica e freqüentemente alcalina. Assim, na zona não saturada espera-se um potencial maior para interceptação, sorção e eliminação de organismos como vírus e bactérias; atenuação de cargas contendo metais pesados e outros compostos inorgânicos (carbonatos, sulfatos e hidróxidos) por meio de precipitação, sorção ou troca de cátions; e sorção e biodegradação de muitos hidrocarbonetos e compostos orgânicos sintéticos. Cada um destes processos continuará ocorrendo na zona de saturação, mas geralmente a taxas menores, e a redução das concentrações dos poluentes dependerá essencialmente da diluição proveniente da dispersão hidrodinâmica, a qual não é adequada a poluentes altamente tóxicos (FOSTER et al., 1987).

Assim, é de fundamental importância considerar-se a zona não saturada para proceder-se à avaliação da vulnerabilidade de um aqüífero. No entanto, a zona não saturada poderá demonstrar uma grande complexidade e sua capacidade de atenuação de contaminantes poderá ser de difícil predição. FOSTER et al. (1987) referem-se a marcantes mudanças que podem ocorrer no comportamento de alguns poluentes caso a atividade gere suficiente carga orgânica ou ácida, capaz de produzir uma variação significativa no Eh e pH do meio. Além disso, em se tratando de contaminantes persistentes e móveis, a zona não saturada poderá apenas aumentar o tempo de chegada à zona de saturação sem, entretanto, causar qualquer atenuação composicional. Em vários casos o grau de atenuação vai

depender do tempo de trânsito ou de residência na zona não saturada, o que é função das características hidráulicas do meio.

As taxas de fluxo natural na zona não saturada da maioria das formações não ultrapassam a velocidade de 0,2 m/dia, a curto prazo, e são menores considerando- se períodos mais longos. O fluxo d’água e as taxas de infiltração de poluentes em formações fissuradas podem ter uma ordem de magnitude maior na presença de uma sobrecarga hidráulica artificial. Portanto, o caráter litológico e o grau de consolidação e de fissura são fatores-chave na avaliação da vulnerabilidade de aqüíferos, principalmente no tocante à poluição microbiana, biodegradável e normalmente retardada (FOSTER, et al., 1987).

De uma forma simplificada, é razoável afirmar-se que, em condições naturais, o tempo de residência na zona não saturada é uma função da taxa de infiltração anual por precipitação e da média do conteúdo de umidade no meio, que alcançará a capacidade de campo após uma drenagem prolongada.

Apesar da importância dos fatores climáticos e sua influência nos tempos de residência na zona não saturada, é mais lógico tratar-se a carga hidráulica, incluindo-se a componente natural da infiltração por precipitação, como parte da carga contaminante por causa da alta recarga hidráulica artificial ligada às várias atividades contaminantes (FOSTER et al., 1987).

MUÑOZ; LANGEVIN (1991), utilizando técnicas de geoprocessamento, desenvolveram um estudo que resultou os mapas de vulnerabilidade e sensibilidade dos aqüíferos da cidade de Guatemala. Foram levantadas características físicas da área como a geomorfologia, aspectos climáticos, geologia, geologia estrutural e hidrogeologia. Os aspectos socioeconômicos, caracterizados com o intuito de verificar sua influência sobre a qualidade da água subterrânea, dividiram-se em dois setores: setor social e setor econômico. No primeiro setor foi levado em conta o número de habitantes e a densidade populacional, baseando-se na idéia de que quanto maior a densidade populacional maior a chance de poluição dos aqüíferos. No setor econômico a agricultura representa a principal atividade econômica (cana- de-açúcar e café), seguida da atividade industrial, ligada principalmente à indústria de alimentos.