Fishing vessels and port state enforcement

A estimativa da recarga em um aqüífero é parâmetro fundamental na avaliação de sua exploração sustentável, assim como para conhecer meios de prevenção e remediação de impactos causados por contaminantes (MONDIN et al., 2006) e pela superexplotação.

Conforme apresentado em CPRM (2008), devem ser consideradas reservas renováveis aquelas associadas aos valores médios obtidos na série histórica para o balanço hídrico das águas subterrâneas, representados pelo equilíbrio dinâmico entre a recarga e as descargas (vazão do escoamento base). Os resultados alcançados na avaliação quantitativa das reservas renováveis devem ser considerados ainda como valores aproximados, dada a complexidade geológica desses reservatórios e a variabilidade natural das disponibilidades hídricas no ciclo hidrológico.

As reservas renováveis podem ser estimadas pela variação do volume entre um tempo após o fim do período chuvoso e um tempo após o fim da estiagem, quando os níveis de água da camada saturada no subsolo alcançam as cotas máximas e mínimas, respectivamente. Para estimar as reservas renováveis utilizando-se desta metodologia é necessária uma malha de monitoramento piezométrico com coleta de dados contínua.

Outra forma de avaliação das reservas renováveis está na estimativa dos volumes médios aportados ao aqüífero ao longo dos anos, promovida pela recarga resultante da infiltração da água de chuva, ou pelos volumes escoados superficialmente provenientes da parcela de restituição do aqüífero às vazões de escoamento base.

Na Tabela 7.6 são apresentados as recargas e os volumes restituídos pelo aqüífero, por sub- bacia, na área em estudo. Para os volumes anuais de recarga foram consideradas as precipitações dos anos 2007 e 2008. Por sua vez, os volumes restituídos pelo aqüífero aos cursos de água superficiais foram obtidos pelas variáveis da expressão de decaimento (vazão inicial e coeficiente de recessão) das curvas de recessão estimados conforme metodologia apresentada no capítulo 4 (Equações 4.5 e 4.6) e aplicada no capítulo 5 (Figuras 5.36 a 5.42), também para os anos 2007 e 2008.

TABELA 7.6 – Volumes Aportados ao Aqüífero pelas Recargas e Restituídos aos Cursos de

Água nos Períodos de Estiagem

Sub-bacia Recarga (mm/ano) Escoamento Base (mm/ano)

Ano 2007 Ano 2008 Ano 2007 Ano 2008

Sub-bacia 1 323,1 438,1 255,7 333,6 Sub-bacia 2 238,0 337,0 91,3 * Sub-bacia 3 241,7 302,5 221,4 * Sub-bacia 4 185,1 269,1 * 402,9 Sub-bacia 5 239,0 327,6 204,4 183,4 Sub-bacia 6 256,1 399,2 72,4 *

Bacia Ribeirão Mato Frio 245,1 344,7 401,2 522,8

*Série de dados insuficiente no período de estiagem.

O balanço entre as entradas e saídas do sistema aqüífero promovidos pelas recargas e pelo escoamento base, respectivamente, deve tender a zero com o aumento da escala temporal. Cabe ressaltar que a recarga aqui apresentada refere-se à aplicação das porcentagens de infiltração levantadas pontualmente em campo com a aplicação de traçador radioativo, já descontados os volumes de evapotranspiração, extrapolados para toda a bacia de acordo com o tipo de solo e de cobertura vegetal. Para a estimativa do volume restituído ao escoamento base foram utilizados os trechos das séries de vazões dos anos 2007 e 2008 que melhor se encaixaram na expressão de decaimento correspondentes aos caudais de recessão.

Considerou-se no presente estudo que os resultados apresentados na tabela acima apresentada correspondem às faixas de variação dos volumes de reserva renovável por sub-bacia. Por sua vez, os volumes armazenados nos aqüíferos localizados abaixo das cotas mínimas de variação do nível de água subterrânea representam a reserva permanente. Essa última acrescida da reserva renovável resulta a reserva total. As maiores imprecisões na estimativa das reservas permanentes estão na determinação dos limites do domínio e do coeficiente de armazenamento, esse último relacionado à porosidade efetiva (CUSTODIO & LLAMAS, 1983 apud CPRM, 2008).

As faixas aqui estimadas para reserva renovável não podem ser totalmente revertidas à disponibilidade hídrica subterrânea (reservas explotáveis), devendo sempre ser considerada a presença de interação com outros aqüíferos, os efeitos de longo prazo do bombeamento sobre essas reservas e os impactos ambientais relacionados ao uso do solo e alteração da cobertura vegetal.

Analisando os termos superexplotação e potencialidade, CPRM (2008) descreve que muitas vezes a idéia de que os volumes bombeados em um aqüífero excederam as reservas explotáveis pode ser induzida por falhas na gestão dos aqüíferos, pela baixa eficiência do uso da água subterrânea, pela má construção de poços ou por decisões equivocadas quanto às opções de abastecimento.

A quantificação das reservas explotáveis em aqüíferos livres e com pouca ou nenhuma captação de água subterrânea, como na bacia do ribeirão Mato Frio, deve levar em conta que apesar das recargas reabastecerem as reservas renováveis em curto prazo a interação com as águas de superfície promove a restituição desses volumes à rede hidrográfica. Essa resposta relativamente rápida ao ciclo hidrológico implica em redução dos escoamentos base, supressão de nascentes e abatimento dos níveis de água de áreas alagadas (brejos, lagoas...), caso toda a reserva renovável seja explotada.

Ressalta-se ainda que a falta de conhecimento sobre os aqüíferos de uma região, principalmente onde as águas subterrâneas possuem pouco ou nenhuma utilização, dificultam bastante a quantificação das reservas explotáveis, sendo necessário nestes casos a operação de um monitoramento hidrogeológico para a gestão adequada dessas reservas e sua consideração como alternativa para suprimento das demandas de água.

Cabral (2006) relaciona, além da gravidade dos riscos envolvidos na ocorrência da explotação desordenada dos recursos hídricos, a susceptibilidade de ocorrência de subsidência do solo, mais comum em aqüíferos cársticos e sedimentares. Também merece atenção a fragilidade de um aqüífero quanto à poluição induzida pelas atividades antrópicas.

Segundo Nobre et al. (2008), a vulnerabilidade de águas subterrâneas está relacionada à possibilidade do aqüífero se tornar ou não contaminado como resultado de práticas realizadas na superfície. Neste caso, o risco de poluição cresce quanto mais próximo do aqüífero a atividade poluidora estiver ocorrendo.

Os parâmetros que interferem na vulnerabilidade intrínseca do meio natural são a profundidade do nível de água subterrâneo, a recarga, o meio aqüífero, a condutividade hidráulica, a declividade, os tipos de solos e a cobertura vegetal. Quanto às propriedades dos poluentes, devem ser observados a toxicidade, mobilidade, degradabilidade e a quantidade disposta no solo.

A profundidade do nível de água determina a distância que o poluente irá percorrer até atingir o lençol freático, permitindo sua oxidação. A recarga facilita a percolação do composto poluidor no meio não saturado aumentando o risco de poluição das águas subterrâneas, estando associado à precipitação, declividade do terreno, tipo de solo e de cobertura vegetal. As características do meio aqüífero, aqui relacionadas com a condutividade hidráulica, influem diretamente na permeabilidade do contaminante.

De acordo com Segura e Loureiro (1997), a atividade agrícola exerce grande influência no ecossistema solo, na qualidade das águas subterrâneas e controla fortemente as taxas de recarga do aqüífero. Considerando que a bacia em estudo está localizada em uma área rural, os riscos potenciais de poluição relacionam-se à utilização de defensivos agrícolas e fertilizantes (fontes difusas), além da infiltração de esgotos domésticos no solo, com possibilidade de elevados teores de nitrato em suas águas.