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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, 2686-953 SACAVÉM
E-mail: [email protected]
(2) Instituto Nacional de Engenharia, Tecnologia e Inovação
Departamento de Hidrogeologia, Estrada da Portela, Zambujal - Alfragide
2720-866 ALFRAGIDE
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.
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 iniciam-
se 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. 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 MnO2. 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 (T1/2=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.
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.
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
(R2=0,845; p<0,005). Para além disso, essas concentrações de urânio estão negativamente
correlacionadas com o pH da água de forma muito significativa (R2=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 (R2= 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
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. Note-
se, 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 (238U, 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.
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 Coordenadas
GPS pH
Condutividade
µS cm-1
Potencial
Oxi-Red
mV
Turbidez
NTU
Oxigénio
mg L-1
Sólidos
dissolvidos
g L-1
Nitratos
NO3-
mg L-1
Sulfatos
SO42-
mgL-1
Cloretos
Cl-
mg L-1
Areeiro
Socrabine
Furo P70m
38º37‟20,4”N
09º08‟25,5”O
Alt 40 m
4,09 1200 429 19 10,2 0,8 95 440 64
Centro
Hípico T.P.
Poço P40m
38º37‟27,0”N
09º08‟14,7”O
Alt 45 m
3,62 2400 436 9 9,0 1,6 216 1284 86
Sr. Costa
Gomes
Furo
38º37‟45,7”N
09º08‟38,8”O
Alt 41 m
5,17 490 417 11 19,0 0,32 -- -- --
Sr Albert.
Dias
Poço
38º38‟02,3”N
09º08‟40,9”O
Alt 42 m
5,64 530 401 15 5,6 0,34 -- -- --
Plátano Ed.
Furo
38º37‟41,5”N
09º08‟52,4”O
Alt 34 m
6,14 960 247 42 8,8 0,61 -- -- --
Fáb.Plásticos
Unisotra
Furo P41m
38º37‟28,1”N
09º07‟50,0”O
Alt 41 m
5,13 360 398 30 8,7 0,24 -- -- --
Fábrica
Betão Liz
Furo
38º38‟09,3”N
09º08‟53,2”O
Alt 47 m
6,28 390 355 8 6,7 0,25 -- -- --
Tabela 2 - Concentração dos radionuclidos nas águas subterrâneas amostradas na margem sul do Tejo.
Amostra Ponto de água
nº
238U
mBqL-1 ±1σ
235U
mBqL-1±1σ
234U
mBqL-1±1σ
Utotal mBqL-1±1σ
Utotal μgL-1±1σ
222Rn
Bq L-1
226Ra
Bq L-1
Beta Total
Bq L-1
Areeiro
Socrabine
Furo P70m
564 182.1±7.0 9.1±1.2 213.4±7.9 404.6±12.9 14.8±0.6 0.41±0.05 <0.195
0,4480,050
Centro
Hípico T.P.
Poço
560 605.8±18.2 28.4±2.2 671.4±19.9 (1.30±0.04)
E3 49.1±1.5 7.48±0.49 <0.195
1,2090,130
Sr. Costa
Gomes
Furo
571 2.1±0.2 0.13±0.05 2.3±0.2 4.5±0.2 0.17±0.01 5.40±0.39 <0.195
0,2750,021
Sr Albertino
Dias
Poço
561 3.8±0.2 0.24±0.06 4.4±0.3 8.4±0.5 0.31±0.02 1.24±0.13 <0.195
0,8100,034
Plátano Ed.
Furo
40 4.0±0.3 0.1±0.1 4.5±0.3 8.6±0.7 0.32±0.02 2.47±0.22 <0.195 0,4190,038
Fáb.Plásticos
Unisotra
Furo P41m
76 2.3±0.1 0.08±0.03 2.3±0.1 4.7±0.2 0.18±0.01 9.22±0.57 <0.195
0,2870,018
Fábrica
Betão Liz
Furo
538 1.7±0.1 0.08±0.04 2.5±0.2 4.3±0.2 0.14±0.01 4.98±0.37 <0.195
0,1520,015
Tabela 3- Concentração dos radionuclidos emissores gama, nas amostras de areia e lama
recolhidas no areeiro situado perto da SPEL.
Tipo Radionuclidos
40K
Bq kg-1
226Ra
Bq kg-1
228Ra
Bq kg-1
234Th
Bq kg-1
235U
Bq kg-1
Areia não
lavada 293,4±8,2 26,4±0,5 48,7±0,6 41,2±2,7 1,7±0,3
Lamas –
Bacia de
Decantação
619,0±42,5 26,5±1,9 45,7±3,1 66,9±12,4 <1,1 (*)
Areia
Lavada 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
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Sistemas Aquíferos de Portugal Continental. FCUL/INAG, Lisboa.
Almeida, Carlos Costa; Costa, Maria Cristina, Dill, Amélia Carvalho; Fernandes, Judite;
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Margarida P., (2002). Reabilitação de Aquíferos Contaminados pela Indústria – Resultados
Preliminares no Caso de Estudo do Seixal, 6º Congresso da Água, Porto.
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Ra, 210
Pb and 210
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Subterrâneas. 11º Encontro Nacional de Saneamento Básico, Faro, Universidade do Algarve,
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