Estudo sobre a contaminação do sistema aquífero da margem sul do Tejo, na zona de Corroios e Amora

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1 Comunicação nº 132 ORAL VIII Conferência Nacional de Ambiente, 27 a 29 de Outubro 2004, Lisboa Estudo sobre a contaminação do sistema aquífero da margem sul do Tejo, na zona de Corroios e Amora Fernando P. Carvalho (1), Amélia Dill (2), Judite Fernandes (2), Carlos C. Almeida (2), João M. Oliveira (1), Graciete Ferrador (1), Irene Lopes (1) (1) Instituto Tecnológico e Nuclear Departamento de Protecção Radiológica e Segurança Nuclear E.N. 10, SACAVÉM fernando.carvalho@itn.mces.pt (2) Instituto Nacional de Engenharia, Tecnologia e Inovação Departamento de Hidrogeologia, Estrada da Portela, Zambujal - Alfragide ALFRAGIDE a.dill@ineti.pt Resumo O funcionamento de indústrias diversas no concelho do Seixal, operando durante décadas e tendo iniciado actividade numa época em que os conceitos de contaminação e protecção ambiental ainda não tinham sido desenvolvidos, originou a dispersão de contaminantes de vários tipos. Uma das áreas recentemente estudadas é a região de Corroios-Belverde-Amora, no concelho do Seixal, onde funcionou, até há pouco, a Sociedade Portuguesa de Explosivos L. da (SPEL). Dos efluentes libertados por esta indústria terá resultado a infiltração de contaminantes orgânicos, metais pesados, e grandes volumes de ácido no sistema aquífero da zona. Diversos trabalhos de investigação têm sido efectuados com a finalidade de proceder à caracterização dos aquíferos superficial e profundo, identificar e quantificar as concentrações dos contaminantes que alcançaram estes aquíferos e desenvolver técnicas de remediação química e biológica, pouco custosas e eficazes, para aplicação in situ. Amostras de águas recolhidas em várias captações desta zona foram analisadas para a radioactividade e iões maiores e, no local, para ph, condutividade, sólidos totais dissolvidos, potencial de oxi-redução e oxigénio dissolvidos. As análises de radionuclidos, em especial os isótopos do urânio em solução na água, indicam concentrações anormalmente elevadas perto da SPEL, alcançando 1,3 Bq L -1, e que decrescem nas captações de água situadas para NNE. O mesmo gradiente é observado no ph e na condutividade das águas. As proporções dos isótopos 238 U, 235 U e 234 U medidos nas águas correspondem às do urânio natural. Por outro lado, as areias e as lamas de lavagem, existentes na extracção de areias instalada ao lado dos terrenos da SPEL, não sugerem a presença de um depósito uranífero de origem sedimentar nos terrenos terciários e quaternários da zona. As razões isotópicas do urânio permitem excluir, com razoável certeza, que esta contaminação tenha origem numa fonte industrial utilizando urânio empobrecido ou materiais nucleares irradiados. É no entanto plausível que a anomalia de concentrações elevadas de urânio nas águas subterrâneas resulte de acção antrópica relacionada com efluentes industriais ácidos infiltrados no sistema aquífero. Embora as captações de água analisadas já não sejam utilizadas para consumo humano nem animal, do ponto de vista da radioactividade pelo menos duas destas águas não são aconselháveis para consumo por excederem os limites previstos no Dec. Lei nº 243/2001 para a actividade alfa total e beta total. A dinâmica do sistema aquífero irá dispersar a pluma de contaminantes. A dispersão horizontal dos contaminantes no aquífero superficial parece estender-se para NNE, em direcção ao esteiro de Corroios no estuário do Tejo. A dispersão vertical dos contaminantes, através da comunicação do aquífero superficial com o aquífero profundo, pode comprometer recursos hidrogeológicos importantes para o abastecimento público desta zona.

2 1. Introdução Historial A instalação e o funcionamento concentrado das indústrias pesadas tradicionais na margem Sul do estuário do Tejo deixaram um impacto ambiental perceptível em vários componentes do ambiente que tem sido objecto de diversos estudos. Na sequência da comunicação apresentada por J. Fernandes e C. Almeida no Seminário das Águas Subterrâneas em Dezembro de 1999, intitulada Modelos de Transporte: um exemplo de aplicação, foi aprovado o projecto PCTI/CTA/36496/99 intitulado Desenvolvimento e Aplicação de Técnicas Mistas Químicas e de Bioremediação na Reabilitação de Aquíferos. O projecto multidisciplinar tinha como objectivo principal testar novas técnicas que possibilitassem a descontaminação da área afecta à Sociedade Portuguesa de Explosivos (SPEL) na região do Seixal, recorrendo a processos hidrobiogeoquímicos e utilizando estirpes bacterianas adequadas e residentes. Com o objectivo de se definir a estratégia a implementar na área afectada pelas descargas da SPEL, houve necessidade de se proceder a uma caracterização geofísica por métodos electromagnéticos - Radiofrequency-electromagnetics (RF-EM) e Radiomagnetotelluric-Resistivity (RMT-R) - que possibilitaram a definição da geometria e estrutura do aquífero e a delimitação das plumas de contaminação. A caracterização hidrogeológica, hidrogeoquímica e microbiológica, foi feita tanto regional como localmente. Com base nos resultados preliminares, estabeleceu-se uma rede de monitorização, para estudar a evolução temporal da qualidade da água. Os trabalhos desenvolvidos no âmbito do projecto foram apresentados no 6º Congresso da Água (Almeida et al., 2002). Enquadramento hidrogeológico e hidroquímico A área de trabalho do presente estudo corresponde a um pequeno sector do Sistema Aquífero da Margem Esquerda do Tejo, definido por Almeida et al. (1997) como um sistema multi-aquífero complexo, constituído por aquíferos porosos, multi-camada. Em superfície, a área da SPEL está implantada sobre arenitos Plistocénicos (Quaternário) assentes em formações arenosas de Alfeite do Pliocénico (Terciário) (Figura 1). O aquífero superior, de tipo poroso, é livre nas formações arenosas superficiais e apresenta algum confinamento em profundidade, que lhe é conferido por uma imbricação complexa de níveis lenticulares argilosos, arenosos e mistos. A análise de 79 logs de furos para captação de água, com profundidades compreendidas entre os 150 e 350 m, evidenciou que não existem níveis argilosos regulares e contínuos, com excepção de um nível, de 2 m de espessura, situado na base dos arenitos Pliocénicos. Este, embora bastante extenso, também desaparece pontualmente. A tendência regional do fluxo subterrâneo no aquífero livre, obtida pela aplicação de um modelo de simulação, é para NNE no sentido do rio Tejo (Fernandes et al., 1999). Em profundidade encontra-se um aquífero inferior, confinado, multicamada, que tem por suporte as camadas da base do Pliocénico e as camadas areníticas, calco-areníticas e margosas do Miocénico médio a superior. Os calcários gresosos fossilíferos e margas iniciamse à cota -72, ou seja a uma profundidade aproximada de 100 m. A situação detectada, após a inventariação dos pontos de água existentes na região, as análises químicas e a medição dos níveis piezométricos, foi a seguinte: 1. O aquífero freático superficial encontra-se bastante contaminado; 2. O aquífero subjacente é intensamente explorado para abastecimento público e industrial, nos concelhos do Seixal e de Almada;

3 3. A depressão dos níveis piezométricos do aquífero inferior confinado induz, certamente, fenómenos de drenagem descendente, mais acelerada nos locais onde existe conexão hidráulica entre os dois aquíferos, com consequente contaminação do aquífero inferior. 4. A situação é particularmente preocupante, pois segundo os resultados das análise químicas (principais catiões e aniões, metais pesados e elementos vestigiais, no total de 61 elementos, detectaram-se concentrações anómalas pontuais de certos elementos vestigiais, tais como determinadas Terras Raras e Urânio, e que se localizam sobretudo nas imediações da SPEL, nomeadamente, os furos nº 564 e nº 560. Em complemento do trabalho efectuado, procurou-se obter confirmação dos valores anómalos de urânio detectados no aquífero e esclarecer a sua origem. Para isso, procedeu-se a uma nova amostragem e utilizaram-se técnicas analíticas diferentes, cujos resultados são aqui apresentados. 2. Materiais e métodos Na zona da SPEL e nos arredores, entre Corroios e Amora, visitaram-se vários poços e furos para a medição in situ de parâmetros físico-químicos e recolha de amostras de água para análise laboratorial. Os poços e furos amostrados estão assinalados na Figura 2. No local, os parâmetros físico-químicos ph, condutividade, turbidez, salinidade, oxigénio dissolvido, potencial de oxi-redução e temperatura, foram medidos com uma sonda portátil multi-paramétrica Horiba, com data-logger. A sonda foi previamente calibrada com soluções padrão para cada parâmetro. As amostras de água, de 10 L, foram recolhidas para recipientes de polietileno, transportadas para o laboratório, imediatamente filtradas e analisadas para os isótopos dos emissores alfa do urânio dissolvidos. A análise do urânio na água foi efectuada com a adição do traçador isotópico 232 U, seguida de homogeneização prolongada para assegurar a distribuição isotópica, e a co-precipitaçao do urânio com MnO 2. O precipitado foi recuperado e o urânio separado e purificado por cromatografia de troca iónica em coluna. A solução contendo o urânio purificado foi electrodepositada num disco inox. Cada disco foi medido com um espectrómetro alfa, com detectores de silício, que permite a separação das energias das partículas alfa de cada isótopo do urânio. A quantificação foi feita recorrendo á determinação do 232 U adicionado para permitir o cálculo do rendimento químico (Carvalho e Oliveira, 1992). O radão ( 222 Rn), descendente directo do 226 Ra, não é determinado por este método pois sendo um gás escapa-se rapidamente para a atmosfera. O radão foi determinado separadamente, em cada uma das águas, recolhendo no local, com uma seringa, uma amostra de 10 ml injectada directamente para um frasco porta-amostra de cintilação líquida contendo já o cocktail de cintilação e fechado herméticamente. A determinação do radão foi efectuada prontamente, pois tem um período de desintregração curto (T 1/2 =3,8 dias), com um especrotrómetro de Cintilação Líquida Tri-Carb (Hewlett Packard).A repetição das medidas dos mesmos frascos porta amostra cerca de dois meses depois permite a determinação do 226 Ra dissolvido na água através da medida do 222 Rn entretanto formado e em equilíbrio radioactivo com o 226 Ra (Lopes et al., 2004). Para a determinação dos iões maiores foram recolhidas amostras de água para frascos de vidro e mantidas refrigeradas até ao momento da análise, efectuada com um cromatógrafo Dionex DX 500.

4 Figura 1. Geologia da área investigada (Extracto da Carta Geológica simplificada, elaborada por Alain Francés do INETI/IGM) Figura 2. Localização e identificação dos pontos de água amostrados na área investigada.

5 Numa importante extracção e lavaria de areias para construção civil, da empresa Socrabine, localizada junto ao perímetro da SPEL, recolheram-se amostras de areias e de lamas resultantes da lavagem, decantadas numa bacia de retenção. Estas amostras foram secas em estufa e acondicionadas em frascos de geometria bem determinada para determinação dos radionuclidos emissores gama utilizando um espectrómetro gama, com detector de GeHp (Canberra) calibrado com uma fonte radioactiva multi-elemento QCY da Amersham (Carvalho et al., 2004a). 3. Resultados e discussão A análise dos principais parâmetros físico-químicos das águas indica que as águas dos poços situados próximos da SPEL são fortemente ácidas, verificando-se uma subida do ph com o afastamento na direcção NNE (Tabela 1). A condutividade e o potencial de oxi-redução variam fortemente com o mesmo factor geográfico. A presença desta acidez está muito provavelmente relacionada com os efluentes da SPEL, durante anos libertados para a uma ribeira que corre, grosso modo, com a orientação S-N para o estuário do Tejo. Por outro lado, devido à natureza arenosa dos terrenos, durante anos esses efluentes infiltraram-se tendo acidificado e contaminado o aquífero superficial. As análises de iões principais em duas das amostras de águas, indicam concentrações muito elevadas de sulfato e de nitrato, provavelmente resultantes dos mesmos efluentes industriais, e correspondentes aos ácidos minerais que foram mais utilizados na fábrica (Tabela 1). A análise dos radionuclidos em solução indica concentrações de urânio muito elevadas nos dois pontos de amostragem próximos da SPEL. As concentrações em massa decrescem de 49 µg L -1 no furo do Centro Hípico para valores muito mais baixos, de 0,14 µg L -1, em poços afastados em direcção ao estuário do Tejo. Expresso em termos de concentração em actividade, o urânio total nas águas analisadas variou de 1300 mbq L -1 a 4,3 mbq L -1, respectivamente. Note-se que a concentração do 238 U dissolvido na água salobra do estuário varia de 10 a 34 mbq L -1, crescendo com a salinidade. Já em águas doces, de poços e furos, o 238 U dissolvido é geralmente inferior a 30 mbq L -1, podendo ser muito baixo em águas de superfície como na albufeira do Castelo de Bode, 0,31 mbq L -1 (Carvalho, 1997; Carvalho et al, 2004b). Mesmo tendo em consideração as águas das proximidades das minas de urânio, os valores medidos nos dois poços situados perto da SPEL são excepcionais (Carvalho et al., 2004a). Os valores das concentrações de urânio medidos nas águas analisadas (Tabela 2) estão positivamente correlacionados com a concentração total de sólidos dissolvidos (R 2 =0,845; p<0,005). Para além disso, essas concentrações de urânio estão negativamente correlacionadas com o ph da água de forma muito significativa (R 2 =0,686; p<0,05). As concentrações do 222 Rn dissolvido (Tabela 2) não são, em absoluto, valores elevados, variando entre um máximo de 9,3 Bq L -1 e valores abaixo de 1 Bq L -1. Estas concentrações não seguem o mesmo padrão de distribuição geográfica que o urânio e não estão estatisticamente correlacionadas com as concentrações do urânio (R 2 = 0,06; p<0,60). Daqui se pode inferir que a lixiviação do urânio dos arenitos não é acompanhada por idêntica lixiviação do rádio ( 226 Ra), o progenitor imediato do 222 Rn. Na realidade, as concentrações de 226 Ra nas águas encontravam-se abaixo dos limites de detecção do método utilizado, ou seja <0,195 Bq L -1, o que apoia a interpretação da não ocorrência de dissolução do 226 Ra. É interessante notar que alguns dos valores mais elevados de radão foram medidos nas captações mais profundas, o que sugere que o radão provém directamente da emanação das

6 rochas encaixantes do aquífero e não da anomalia do urânio nos pontos de água situados perto da SPEL. A análise por espectrometria gama das areias e lamas recolhidas perto da SPEL, apresentou resultados (Tabela 3) que são valores típicos para sedimentos de aluviões do vale do Tejo e solos não contaminados (Carvalho et al., 2004a). Isto é, os radionuclidos das famílias do urânio e tório, com concentrações que variam entre 40 e 60 Bq kg -1, e o 40 K, não evidenciam qualquer aumento de radioactividade devido a actividades antropogénicas. Notese, no entanto, que apesar de recolhidos no areeiro, parte das areias são ali lavadas mas vêm de outras extracções na região. Não reflectem pois, forçosamente, as concentrações das areias locais, que pelo menos nas camadas mais profundas estarão contaminadas ou alteradas pela infiltração dos efluentes ácidos. As lamas da bacia de decantação (partículas finas removidas pela lavagem das areias) também não apresentam valores anómalos de radioactividade (Tabela 3). No entanto, a água do furo do areeiro e a água do centro Hípico, ambas muito ácidas, trazem para a superfície concentrações elevadas de urânio. Este urânio não se acumula nas lamas de decantação do areeiro e mantém-se em solução devido à acidez da água na bacia de decantação. O urânio destas águas subterrâneas contaminadas tem uma composição isotópica ( 238 U, 235 U, 234 U) correspondente à composição normal do urânio natural. A contaminação não deriva, pois, da utilização de materiais uraníferos com as proporções isotópicas alteradas, como por exemplo o urânio empobrecido usado como liga metálica em blindagens e em projécteis de munições perfurantes. Também não corresponde a resíduos radioactivos resultantes de eventual utilização ou manipulação de um resíduo de material nuclear, como por exemplo reciclagem da sucata de metais provenientes de centrais nucleares por fusão em fornos eléctricos. Trata-se, no entanto, claramente de concentrações de urânio muito acima do fundo radioactivo natural alteradas em consequência de actividade antrópica. Uma interpretação provisória, que parece plausível com base nos dados existentes, é a de lixiviação do urânio dos sedimentos Terciários pelas águas ácidas injectadas no aquífero superficial. Essa lixiviação não é provavelmente extensiva a outros radionuclidos, como o 226 Ra, cujas concentrações na água são muito baixas. Esta interpretação carece, no entanto, de uma fundamentação analítica mais extensa. As concentrações do urânio total, emissor alfa, excedem nalgumas amostras dos pontos de água os limites legais de 0,1 Bq L -1 e 1 Bq L -1, respectivamente para a actividade alfa total e actividade beta total na água destinada ao consumo humano (Tabela 2). Contudo, devido à acidez e forte cheiro e cor conferidos pelos contaminantes dos efluentes industriais, algumas destas águas já não são utilizadas para consumo humano ou para consumo animal. São, contudo, utilizadas como água de rega e de lavagem. 5. Conclusões A análise dos parâmetros medidos in situ indica que nas captações próximas da SPEL, em particular em furos localizados num areeiro e num centro hípico nas proximidades, as águas apresentam-se fortemente acidificadas, com elevada condutividade e elevado potencial de oxi-redução. Estes parâmetros tendem para valores normais nas captações mais afastadas na direcção NNE, isto é em direcção ao esteiro de Corroios do estuário do Tejo. A análise dos isótopos de urânio naquelas mesmas águas mostra concentrações de urânio dissolvido muito elevadas, atingindo 1.3 Bq L -1 nos pontos de água mais próximos dos terrenos da SPEL. Estas concentrações decrescem na direcção NNE, à medida que a distância aumenta e o ph sobe.

7 Tabela 1- Localização e características físico-químicas das águas subterrâneas amostradas. Os iões maiores foram analisados em laboratório e os outros parâmetros analisados in situ. Local Areeiro Socrabine Furo P70m Centro Hípico T.P. Poço P40m Sr. Costa Gomes Furo Sr Albert. Dias Poço Plátano Ed. Furo Fáb.Plásticos Unisotra Furo P41m Fábrica Betão Liz Furo Coordenadas GPS 38º37 20,4 N 09º08 25,5 O Alt 40 m 38º37 27,0 N 09º08 14,7 O Alt 45 m 38º37 45,7 N 09º08 38,8 O Alt 41 m 38º38 02,3 N 09º08 40,9 O Alt 42 m 38º37 41,5 N 09º08 52,4 O Alt 34 m 38º37 28,1 N 09º07 50,0 O Alt 41 m 38º38 09,3 N 09º08 53,2 O Alt 47 m ph Potencial Condutividade µs cm -1 Oxi-Red mv Turbidez NTU Oxigénio mg L -1 Sólidos dissolvidos g L -1 Nitratos NO 3- mg L -1 Sulfatos SO 4 2- mgl -1 Cloretos Cl - mg L -1 4, ,2 0, , ,0 1, , ,0 0, , ,6 0, , ,8 0, , ,7 0, , ,7 0,

8 Amostra Areeiro Socrabine Furo P70m Centro Hípico T.P. Poço Sr. Costa Gomes Furo Sr Albertino Dias Poço Tabela 2 - Concentração dos radionuclidos nas águas subterrâneas amostradas na margem sul do Tejo. Ponto de água nº 238 U mbql -1 ±1σ 235 U mbql -1 ±1σ 234 U mbql -1 ±1σ Utotal mbql -1 ±1σ Utotal μgl -1 ±1σ 222 Rn Bq L Ra Bq L -1 Beta Total Bq L ± ± ± ± ± ±0.05 < ,448 0, ± ± ±19.9 (1.30±0.04) E3 49.1± ±0.49 < ,209 0, ± ± ± ± ± ±0.39 < ,275 0, ± ± ± ± ± ±0.13 < ,810 0,034 Plátano Ed. Furo ± ± ± ± ± ±0.22 < ,419 0,038 Fáb.Plásticos Unisotra ± ± ± ± ± ±0.57 < ,287 0,018 Furo P41m Fábrica Betão Liz Furo ± ± ± ± ± ±0.37 < ,152 0,015

9 Tabela 3- Concentração dos radionuclidos emissores gama, nas amostras de areia e lama recolhidas no areeiro situado perto da SPEL. Tipo Areia não lavada Lamas Bacia de Decantação Areia Lavada 40 K Bq kg Ra Bq kg -1 Radionuclidos 228 Ra Bq kg Th Bq kg U Bq kg ,4±8,2 26,4±0,5 48,7±0,6 41,2±2,7 1,7±0,3 619,0±42,5 26,5±1,9 45,7±3,1 66,9±12,4 <1,1 (*) 489,8±32,6 6,4±0,5 8,0±0,6 <15,3 (*) 0,7±0,2 (*) Actividade Mínima Detectável As concentrações do urânio estão significativamente relacionadas com a acidez da água. Contudo não se detectou o rádio ( 226 Ra) nas mesmas águas e as concentrações de radão ( 222 Rn) dissolvido, apesar de mensuráveis, são baixas e não seguem um padrão de distribuição semelhante ao do urânio dissolvido. A análise das areias e lamas resultantes da lavagem das areias, acumuladas na bacia de decantação na exploração do areeiro junto aos terrenos da SPEL, revela concentrações dos radionuclidos da série do urânio que são normais e idênticas às dos aluviões da bacia inferior do Tejo. As concentrações anormalmente elevadas de urânio medidas nas captações de água são seguramente consequência de uma acção antrópica que alterou o fundo radioactivo natural de forma acentuada. A interpretação dos resultados permite excluir a possibilidade de a fonte desta anomalia de urânio ser devida a eventuais efluentes contendo resíduos nucleares, como por exemplo urânio empobrecido ou reciclagem de sucatas de centrais nucleares. Parece também pouco provável a ocorrência de um depósito uranífero sedimentar na zona estudada. Os dados disponíveis, designadamente a presença de importantes concentrações de ião sulfato e de um ph muito ácido, sugerem como uma possibilidade a mobilização mais acentuada do urânio natural existente nos arenitos. Com a neutralização gradual desta acidez, que se verifica a maior distância, a dissolução do urânio das formações arenosas decresce rapidamente. A acidificação das águas subterrâneas, originada por efluentes industriais, dispersa-se gradualmente no aquífero superior e trabalhos anteriores sugerem que pode estar a infiltrar o aquífero inferior da margem sul. Adicionalmente, o ph e as concentrações do urânio indicam que o fluxo do aquífero superficial segue uma orientação de SSW para NNE. Mesmo admitindo que a dispersão de outros contaminantes possa vir a ser confinada e remediada no aquífero superficial, a correcção da acidez da água é indispensável para reduzir a mobilidade de metais pesados e radionuclidos e a lixiviação do depósito sedimentar. A remediação e a contenção desta contaminação das águas subterrâneas podem ser essenciais para prevenir a contaminação do aquífero profundo, do qual depende o abastecimento público de água com qualidade. Esta interpretação necessita, no entanto, de uma base mais vasta de investigação do sistema aquífero. 6. Referências Almeida, C., Jesus, R., Fernandes, J., (1997). Definição, Caracterização e Cartografia dos Sistemas Aquíferos de Portugal Continental. FCUL/INAG, Lisboa.

10 Almeida, Carlos Costa; Costa, Maria Cristina, Dill, Amélia Carvalho; Fernandes, Judite; Francés, Alain; Midões, Carla; Müller, Imre; Nunes, Fátima; Nuzzo, Marianne & Reis, Margarida P., (2002). Reabilitação de Aquíferos Contaminados pela Indústria Resultados Preliminares no Caso de Estudo do Seixal, 6º Congresso da Água, Porto. Carvalho, F. P. (1997). Distribution, cycling and mean residence time of 226 Ra, 210 Pb and 210 Po in the Tagus estuary. The Science of the Total Environment 196: Carvalho, F.P., M. J. Madruga, M. C. Reis, J. M. Oliveira, J. G.Alves, A. Libânio, J.M. Gouveia, L. Silva (2004a). Minas de Urânio e Contaminação Ambiental no Centro-Norte de Portugal. VIII Conferência Nacional de Ambiente, 27 a 29 de Outubro 2004, Lisboa. Carvalho, F. P., M. J. Madruga, J. M. Oliveira, I. Lopes, M. M. Sequeira, G.C. Ferrador (2004 b). Qualidade Radiológica da Água para Consumo em Portugal: Águas de Superfície e Águas Subterrâneas. 11º Encontro Nacional de Saneamento Básico, Faro, Universidade do Algarve, 12 a 15 Outubro Fernandes, J., Almeida, C., Mimoso, P. (1999). Modelos de Transporte: um exemplo de aplicação. Seminário sobre Águas Subterrâneas. Assoc. Portuguesa dos Recursos Hídricos, LNEC, Lisboa. Lopes, I., Madruga, F. P. Carvalho (2004). Application of Liquid Scintillation Counting Techniques to Gross Alpha, Gross Beta, Radon and Radium Measurement in Portuguese Waters. Proceedings of the Intern. Conf. on Naturally Occurring Radioactive Materials (NORM) IV, pp Polónia Maio 2004.